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Estudo da degradação dos antibióticos beta-lactâmicos amoxicilina e ampicilina e avaliação da toxicidade e
biodegradabilidade dos seus produtos.
Sandra Regina Longhin
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Estudo da degradação dos antibióticos beta-lactâmicos amoxicilina e ampicilina e avaliação da toxicidade e
biodegradabilidade dos seus produtos.
Tese apresentada ao Instituto de Química da
Universidade de Brasília como parte dos
requisitos necessários à obtenção do grau
de Doutor em Química.
Sandra Regina Longhin
Orientador: Prof. Dr. Jurandir Rodrigues de Souza
Brasília, 2008
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Aos meus amados filhos, Tatá e Pedrão,
por amarem uma mãe “virtual”.
Aos meus pais, Zizo e Cila,
para os quais moral e ética são os verdadeiros valores de um ser humano.
Ao meu inesquecível e amado Mestre, Prof. Mario Tolentino.
(in memoriam)
v
Sonhar
Mais um sonho impossível; Lutar
Quando é fácil ceder; Vencer
O inimigo invencível; Negar
Quando a regra é vender; Sofrer
A tortura implacável; Romper
A incabível prisão; Voar
Num limite improvável; Tocar
O inacessível chão; É minha lei, é minha questão;
Virar esse mundo; Cravar esse chão;
Não me importa saber; Se é terrível demais;
Quantas guerras terei que vencer; Por um pouco de paz;
E amanhã, se esse chão que eu beijei; For meu leito e perdão;
Vou saber que valeu delirar; E morrer de paixão;
E assim, seja lá como for Vai ter fim a infinita aflição;
E o mundo vai ver uma flor Brotar do impossível chão.
Sonho Impossível Chico Buarque e Ruy Guerra
Foto: Sebastião Salgado
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A G R A D E C I M E N T O S
Ao SENHOR, onde nEle tudo pode.
Ao Prof. Jurandir Rodrigues de Souza pela orientação.
Aos meus filhos Nathalia e Pedro pelo apoio, carinho e as mais verdadeiras
demonstrações de amor.
Às minhas “irmãs” Clélia, Lílian (in memoriam) e Zélia pelos 22 anos desta vida
em que caminhamos de mãos dadas.
A todos os meus Amigos, pelo companheirismo, apoio e orientação.
Ao Centro Federal de Educação Tecnológica de Goiás e a Universidade
Católica de Goiás pelo apoio no desenvolvimento deste trabalho.
Aos funcionários do Departamento de Química da UnB pela atenção e
disposição.
Ao prof. Guaritá e à profa. Denise, pela atenção e carinho durante a minha
estada no Laboratório de Química Analítica e Ambiental.
À minha amiga Fátima, por todos os momentos de reflexão e oração.
Aos “amigos de guerra” Simone, Dudu, Amelinha, Aline, Jeane, Samantha,
Susan, Waléria, Maisa, Ivoneide, Valdico, Joice, Cleiton, Carla, Edna, Leilane,
Flavinha, pelo prazer da convivência.
Ao meu aluno Carlos pelo companheirismo e dedicação nas análises de
toxicidade.
À Liliane e ao Sandro, técnicos de laboratório da UCG, por todo carinho e
atenção que me dedicaram.
Ao Dr. Danilo, por todo cuidado e apoio nos momentos de maior fragilidade.
A todos os meus alunos pela compreensão e “muita paciência”.
A todas as pessoas, que mesmo anônimas, me permitiram “rever” o mundo e
“encarar” a vida de uma outra forma.
Muito obrigado.
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R E S U M O Estudo da degradação dos antibióticos beta-lactâmicos amoxicilina e
ampicilina e avaliação da toxicidade e biodegradabilidade dos produtos formados.
A presença de compostos farmacêuticos e de higiene pessoal no
ambiente aquático tem sido objeto de preocupação entre a comunidade científica. Uma forma de aporte dessas substâncias ocorre por meio dos efluentes das indústrias farmacêuticas que possuem baixa biodegradabilidade e alta toxicidade. A preocupação com relação aos efluentes da produção industrial dos antibióticos beta-lactâmicos se deve ao fato de que os mesmos podem promover efeitos negativos como o desenvolvimento de organismos resistentes no ambiente aquático. O presente estudo avalia a eficiência dos Processos Oxidativos Avançados (POA) homogêneo UV, H2O2/UV, Fe2+/H2O2, Fe2+ H2O2/UV, Fe3+/ H2O2, Fe3+/ H2O2/UV e Fe2+/ H2O2/solar na degradação de amostras sintéticas dos antibióticos AMX e AMP. Para esses POA investigou-se o efeito de parâmetros como a concentração dos íons Fe+2, Fe+3, a concentração de H2O2, a ação da radiação UV e solar na degradação de AMX e AMP. O processo Fenton (Fe2+/H2O2) apresentou os melhores resultados mostrando-se bastante promissor. Esse processo é eficiente, simples e de baixo custo A avaliação da eficiência dos processos se deu por meio do acompanhamento da variação da concentração de AMX e AMP por espectrofotometria no UV, pela redução da DQO durante 60 min de reação e pela avaliação da presença de compostos carbônicos nos resíduos sólidos da degradação por espectrometria no IR. A toxicidade e a biodegradabilidade dos produtos formados pelo processo Fenton também foram objeto de estudo. A toxicidade foi avaliada pela influência na determinação da dose letal para 50% dos organismos (DL50) em Artemia salina e pela inibição do crescimento radicular e alteração no ciclo celular mitótico do organismo Allium cepa. Os resultados observados para a redução da concentração dos analitos AMX e AMP foram acima de 95,0% para os POA Fenton e foto-Fenton após 60 min de reação. A redução da DQO observada para o processo Fenton atingiu 75% para AMX e 81% para AMP. O resíduo sólido resultante do processo de oxidação com Fe2+/H2O2 para AMX e AMP mostrou, para ambos os antibióticos, a presença de compostos carbônicos. As respostas para toxicidade dos produtos gerados resultaram para o sistema-teste Artemia salina um DL50=70% (v/v) após 48 h de ensaio, para AMX/Fenton e DL50= 50% (v/v), após 72 h, de ensaio para AMP/Fenton. No sistema-teste Allium cepa, a toxicidade avaliada pelo crescimento da raiz foi observada para soluções acima de 5% de diluição (v/v) tanto para AMX quanto para AMP. Quanto à genotoxicidade, os resíduos de degradação apresentaram para o sistema Allium cepa alterações no ciclo celular mitótico, o que indica toxicidade podendo promover mutação no conteúdo genético celular. A biodegradabilidade (DBO/DQO) dos resíduos do tratamento por Fe2+/H2O2 mostraram uma recalcitrância indicando a necessidade de tratamento combinado como químico/biológico para este efluente.
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A B S T R A C T
Degradation of the pharmaceuticals amoxicillin and ampicillin and evaluation of toxicity and biodegradability of derived-products.
The presence of active pharmaceutical substances and personal-care products in aquatic environment has been a great concern for the scientific community. Pharmaceutical industries are one of the main sources of these types of compounds, which are characterized by low degradability and high toxicity. The antibiotic preparation may negatively affect living organisms in water bodies. However, some organisms in the water bodies may become resistant after their contact with the bioactive chemical wastes. In the present work the efficiency of some homogeneous Advanced Oxidation Process (AOP) UV, H2O2/UV, Fe2+/H2O2, Fe2+ H2O2/UV, Fe3+/ H2O2, Fe3+/ H2O2/UV e Fe2+/ H2O2/solar radiation was investigated toward the degradation of AMX and AMP. The effect of relevant experimental parameters Fe+2, Fe+3, H2O2 concentration and the UV radiation was investigate. The Fenton process (Fe2+/H2O2) offered the most promising results, mainly accounts of high degradation capacity higher than 97% at reaction time 60 min. This process is high operational, simplicity and low coast. The efficiency of Fenton process was available using UV-Vis spectral data and chemical oxygen demand (COD). The results showed that AOP Fenton and AOP photo-Fenton are able to reduce near 100% of the concentrations of AMX and AMP after 60 min of reaction. The reduction of COD using Fenton process reached 75% and 81% for AMX and AMP, respectively. Solid residues from AMX and AMP oxidation reactions produced by Fenton reagent was evaluated by infrared spectroscopy (IR). The IR results showed the presence of carbonic compounds for both antibiotics. Toxicity tests with Artemia salina and Allium cepa were performed because of fast answers related to the toxicity of by-products from oxidation process. Artemia salina was efficient for the AMX/Fenton and AMP/Fenton, which showed DL50= 70% (v/v), after 48 h, and DL50= 50% (v/v), after 72 h, respectively. Allium cepa was efficient for chemical solution greater than 5% dilution (v/v) for both AMX and AMP considering the effects of toxicity on roots growth. Allium cepa showed changes in the mitotic cellular cycle for both AMX and AMP under Fenton reagent. It indicates an eventual mutation in the cellular genetic content. The biodegradability (BOD/COD) of Fenton process residue was investigated and shows the low biodegradation for AMX residues.
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ÍNDICE Agradecimentos ................................................................................................... vi
Resumo .................................................................................................... vii
Abstract .................................................................................................... viii
Lista de Abreviaturas e Acrônimos .................................................................... xiv
Lista de Figuras ................................................................................................... xvi
Lista de Tabelas ................................................................................................... xxi
Capítulo 1. Introdução e Objetivos ..................................................................... 1
1.1 Introdução ................................................................................................... 2
1.2 Objetivos .................................................................................................... 5
Capítulo 2. Abordagem teórica ........................................................................... 7
2. Exposição ambiental a contaminantes orgânicos ............................................... 8
2.1 Presença de compostos farmacêuticos e de produtos de higiene pessoal
no meio ambiente ................................................................................................... 8
2.2 Monitoramento ambiental de CFHP ............................................................ 13
2.3 Antibióticos e seu aporte ambiental ............................................................ 19
2.4 Desenvolvimento de organismos resistentes .............................................. 27
2.5 Degradação de contaminantes orgânicos por POA .................................... 30
2.6 OWCs: antibióticos penicilânicos ................................................................ 33
2.6.1 Degradação de antibióticos penicilânicos utilizando POA .................. 34
2.7 Investigação de efeitos tóxicos e mutagênicos ........................................... 36
2.8 Biodegradabilidade ..................................................................................... 40
2.9 Produção de antibióticos beta-lactâmicos e tratamento do efluente
gerado .................................................................................................... 42
2.10 Legislação ambiental ................................................................................ 44
2.10.1 Licenciamento ambiental para indústria farmacêutica ...................... 45
x
Capítulo 3. Materiais e Métodos .......................................................................... 47
3. Materiais e métodos ........................................................................................... 48
3.1 Avaliação do impacto na estação de lodo ativado pelo lançamento de
resíduo de hidrólise de antibióticos penicilânicos ................................................... 49
3.2 Procedimentos analíticos ............................................................................ 51
3.2.1 Determinação espectrofotométrica de AMX e AMP em solução
aquosa .................................................................................................... 51
3.2.2 Avaliação da estabilidade das soluções estoque................................ 53
3.2.3 Determinação da curva analítica ........................................................ 53
3.3 Realização das medidas de pH .................................................................. 53
3.4 Obtenção dos espectros na região do infra-vermelho................................. 54
3.5 Estudos para degradação de AMX e AMP .................................................. 54
3.5.1 Quantificação dos compostos estudados ........................................... 56
3.5.2 Ensaios oxidativos de degradação ..................................................... 56
3.5.2.1 Reator fotoquímico ..................................................................... 57
3.6 Descrição dos ensaios de degradação por POA ........................................ 57
3.6.1 Ensaios de fotodegradação ................................................................ 57
3.6.2 Ensaios de peroxidação ..................................................................... 58
3.6.3 Ensaios de fotoperoxidação ............................................................... 58
3.6.4 Ensaios com reagente de Fenton ....................................................... 58
3.6.5 Ensaios de foto-Fenton ....................................................................... 58
3.6.6 Ensaios de Fenton/Fe3+ ...................................................................... 58
3.6.7 Ensaios de foto-Fenton/ Fe3+ .............................................................. 58
3.6.8 Ensaios de foto-Fenton promovido por radiação solar ....................... 59
3.7 Determinação da Demanda Química de Oxigênio (DQO) .......................... 60
3.8 Ensaio de toxicidade ................................................................................... 60
3.8.1 Artemia salina ..................................................................................... 60
xi
3.8.2 Organismo teste Allium cepa .............................................................. 61
3.8.2.1 Parâmetros macroscópicos: turgescência e crescimento
radicular .................................................................................................... 62
3.8.2.2 Parâmetros microscópicos: índice mitótico (IM), micronúcleos
(NM) e anomalias cromossômicas (AC) ................................................................. 63
3.8.2.2.1 Preparação das radículas .................................................. 63
3.8.2.2.2 Preparo das lâminas .......................................................... 64
3.8.2.2.3 Análise microscópica ......................................................... 64
3.8.2.2.4 Análise estatística .............................................................. 65
3.9 Ensaio de biodegradabilidade ..................................................................... 65
Capítulo 4. Resultados e Discussão ................................................................... 67
4.1 Características das substâncias em estudo ................................................ 68
4.2 Caracterização da AMX e AMP por espectroscopia de IR e UV ................. 69
4.3 Avaliação do impacto na estação de lodo ativado pelo lançamento de
resíduo de hidrólise de antibióticos penicilânicos ................................................... 73
4.4 Amostras sintéticas em estudo ................................................................... 76
4.5 Ensaios de degradação por POA ................................................................ 76
4.6 Estudos da degradação de AMX e AMP utilizando reagente de Fenton..... 82
4.6.1 Influência da concentração de H2O2 ................................................... 85
4.7 Avaliação da razão de remoção da DQO no resíduo filtrado e sem filtrar .. 87
4.7.1 Resíduos sólidos gerados no processo de oxidação .......................... 88
4.8 Avaliação da redução da DQO ................................................................... 92
4.9 Acompanhamento do pH ............................................................................ 99
4.10 Cinética de reação com relação à DQO .................................................... 100
4.11 Degradação de AMX por foto-Fenton promovido por radiação solar ........ 101
4.12 Avaliação da toxicidade dos produtos formados pela degradação de
AMX e AMP utilizando reagente de Fenton ........................................................... 105
xii
4.12.1 Bioensaio utilizando o organismo teste Artemia salina (nauplii):
avaliação da toxicidade aguda pela letalidade ....................................................... 105
4.12.2 Bioensaio utilizando o organismo teste Allium cepa ......................... 110
4.12.2.1 Avaliação da toxicidade pela inibição do crescimento das
raízes .................................................................................................... 110
4.12.2.2 Análise das alterações do ciclo celular mitótico ....................... 116
4.13 Ensaio de Biodegradabilidade .................................................................. 126
4.14 Custos operacionais da degradação utilizando reagente de Fenton ........ 129
4.15 Quantidade de ferro utilizada comparada com a legislação pertinente ..... 130
Capítulo 5. Conclusão e Perspectivas ................................................................ 132
5.1 Conclusão ................................................................................................... 133
5.2 Perspectivas ............................................................................................... 135
Referências .................................................................................................... 137
Anexo .................................................................................................... 143
Anexo 1 .................................................................................................... 144
Anexo 2 .................................................................................................... 151
Referências dos Anexos ........................................................................................ 153
xiii
Lista de abreviaturas e acrônimos (ordem alfabética)
ABNT: Associação Brasileira de Normas Técnicas
AC: anomalias cromossômicas
AMP/F: produto da oxidação de ampicilina com reagente de Fenton
AMP: ampicilina
AMX/F: produtos da oxidação de amoxicilina com reagente de Fenton
AMX: amoxicilina
BCF: Fator de bioacumulação
BTX: Benzeno, Tolueno e Xileno
CBT: Teste da garrafa fechada
CFHP: Compostos farmacêuticos e de higiene pessoal
CN: controle negativo
CONAMA: Conselho Nacional do Meio Ambiente
COT: Carbono Orgânico Total
CP: Controle positivo
CP: controle positivo
d.w.: peso seco
DBO5: Demanda Bioquímica de Oxigênio
DQO: Demanda Química de Oxigênio
EC50: Menor concentração que elimina 50% dos organismos
ETA: Estação de Tratamento de Água
ETE: Estação de Tratamento de Esgotos
IM: índice mitótico
IR: Espectrofotometria no infra-vermelho
KHP: biftalato de potássio
Kow: Coeficiente de partição n-octanol/água
LD50: dose letal para 50% dos organismos
MDICE: Ministério do Desenvolvimento da Indústria e do Comércio Exterior
MIC50: concentração semi-máxima
MN: micronúcleos
NBR: |Norma Brasileira de Referência
OCWs: Contaminantes Orgânicos de Efluentes
xiv
OECD: Organização para Cooperação e Desenvolvimento Econômico
PA: Pureza analítica
PFHP: Produtos Farmacêuticos e de Higiene Pessoal
PhACs: Compostos Farmacêuticos Ativos
POA: Processos Oxidativos Avançados
POP: Poluentes Orgânicos Persistentes
PPCPs: Produtos farmacêuticos e de higiene pessoal
RDC: Resolução da Diretoria Colegiada
ROS: Espécies Orgânicas Reativas
USEPA: Agência Norte Americana de Proteção Ambiental
UV: Espectrofotometria no ultra-violeta
xv
Lista de figuras
Figura 2.1: Rota de exposição ambiental para CFHP de uso humano e
veterinário .................................................................................................... 12
Figura 2.2: Fórmula estrutural geral das: (a) penicilinas, (b) cefalosporinas, (c)
tetraciclinas, (d) cloranfenicol, (e) quinolonas e (f) sulfonamidas ........................... 20
Figura 2.3: Percentual de distribuição das indústrias farmacêuticas no Brasil ....... 22
Figura 2.4: Aporte de antibióticos nas ETE da Alemanha em 1998 de acordo
com consumo e razão de excreção ........................................................................ 25
Figura 2.5: Valores de DQO e DBO indicativos da tratabilidade de um efluente ... 42
Figura 2.6: Estrutura da ampicilina (AMP) e da amoxicilina (AMX) ........................ 43
Figura 2.7: Produtos da hidrólise ácida e básica das penicilinas ........................... 43
Figura 3.1: Fluxograma do efluente da linha de produção de penicilânicos ........... 51
Figura 3.2: Esquema geral da montagem do foto-reator (a). Aspecto visual do
foto-reator utilizado nos processos de degradação ................................................ 57
Figura 3.3: Aspecto visual do microcrustáceo Artemia salina ................................ 60
Figura 3.4: Aspecto visual da organização das cebolas em teste .......................... 62
Figura 3.5: Condições de exposição dos bulbos na bancada; (a) disposição
geral e aleatória, (b), (c), (d), (e) e (f) crescimento radicular dos bulbos em
diferentes ângulos ................................................................................................. 63
Figura 4.1: Anel β-lactama presente na AMP e AMX ............................................. 68
Figura 4.2: Espectro de IR característico para AMX PA (em pastilhas de KBr) ..... 69
Figura 4.3: Espectro de IR característico para AMP PA (em pastilhas de KBr) ..... 70
Figura 4.4: Espectro UV característico para AMX PA (em solução aquosa),
λmax= 272 nm .................................................................................................... 71
Figura 4.5: Espectro UV característico para AMP PA (em solução aquosa),
λmax= 262 nm .................................................................................................... 72
Figura 4.6: Razão de redução da concentração de AMX durante 60 min .............. 80
xvi
Figura 4.7: Razão de redução da concentração de AMP durante 60 min .............. 80
Figura 4.8: Avaliação do percentual de remoção com relação ao tempo de
reação para (a) AMX e (b) AMP ............................................................................. 81
Figura 4.9: Oxidação da AMX por reagente de Fenton: (a) 2,44x10-3 mol de
H2O2, (b) 3,28x10-3 mol de H2O2, (c) 4,89x10-3 mol de H2O2 e (d) 9,79x10-3 mol
de H2O2 .................................................................................................... 83
Figura 4.10: Oxidação da AMP por reagente de Fenton: (a) 2,44x10-3 mol de
H2O2, (b) 3,28x10-3 mol de H2O2, (c) 4,89x10-3 mol de H2O2, (d) 9,79x10-3 mol
de H2O2, (e) 1,22x10-2 mol de H2O2, (f) 1,47x10-2 mol de H2O2 e (g) 1,96x10-2
mol de H2O2 ......................................................................................................................................................... 84
Figura 4.11: Relação entre kobs e a concentração de H2O2 na degradação de
AMX por reagente de Fenton ................................................................................. 85
Figura 4.12: Relação entre kobs e a concentração de H2O2 na degradação de
AMP por reagente de Fenton ................................................................................. 86
Figura 4.13: DQO normalizada para as soluções filtradas e sem filtrar da
degradação por reagente de Fenton para AMX. .................................................... 87
Figura 4.14: Aspecto visual. (a) solução de AMX/Fe2+, t= 0 min (b) solução de
AMX/Fe2+/H2O2, t= 0,5 e 5 min, (c) solução AMP/Fe2+, t= 0 min, (d) solução
AMP/Fe2+/ H2O2, t= 0,5 e 5 min ............................................................................. 89
Figura 4.15: Espectro de IR para AMX PA ............................................................. 90
Figura 4.16 Espectro de IR do resíduo sólido gerado na degradação de AMX
por reagente de Fenton .......................................................................................... 90
Figura 4.17: Espectro de IR de AMP PA ................................................................ 91
Figura 4.18: Espectro de IR do resíduo sólido gerado na degradação de AMP
por reagente de Fenton .......................................................................................... 91
Figura 4.19: Remoção da DQO para os ensaios (I), (II), (III) e (IV) para AMX ....... 94
Figura 4.20: Remoção da DQO para os ensaios (I), (II), (III) e (IV) com AMP ....... 95
Figura 4.21: Detalhe do comportamento da degradação de AMX por reagente
de Fenton para o ensaio (III) em diferentes tempos de reação. (a) AMX e Fe2+,
(b) após adição de H2O2 e de (c) a (j), a cada 5 min de reação ............................. 96
xvii
Figura 4.22: Detalhe do comportamento da degradação de AMP por reagente
de Fenton para o ensaio (III) em diferentes tempos de reação. (a) solução de
AMP e Fe2+, (b) após adição de H2O2 e de (c) a (j), a cada 5 min de reação ........ 96
Figura 4.23: Aspecto visual do resíduo da degradação AMX/reagente de
Fenton após 24 h. Ensaios (I), (II), (III) e (IV) ......................................................... 97
Figura 4.24: Razão de remoção da DQO para os ensaios (I), (II), (III) e (IV) com
AMX (tf = 60 min) .................................................................................................... 98
Figura 4.25: Razão de remoção da DQO para os ensaios (I), (II), (III) e (IV) com
AMP (tf = 60 min) .................................................................................................... 98
Figura 4.26: Variação do pH durante a degradação AMX/Fenton, AMP/Fenton e
do reagente de Fenton ........................................................................................... 100
Figura 4.27: Relação entre kobs e a concentração de H2O2 na degradação de
AMX e AMP por regente de Fenton com relação à DQO ....................................... 101
Figura 4.28: Percentagem de remoção de DQO para ensaios de degradação de
AMX por processo Fenton, tf = 60 min ................................................................... 103
Figura 29: Redução da DQO durante 60 min de ensaio ........................................ 104
Figura 4.30: Estudo cinético da degradação de AMX por processo foto-Fenton.... 104
Figura 4.31: Aspecto visual da degradação de AMX por foto-Fenton em (a) t = 5
min e (b) t = 60 min. ............................................................................................... 104
Figura 4.32: Acompanhamento da letalidade para Artemia salina dos produtos
da degradação de AMX/F ...................................................................................... 108
Figura 4.33: Acompanhamento da letalidade para Artemia salina dos produtos
da degradação de AMP/F ...................................................................................... 109
Figura 4.34: Crescimento radicular médio em função da diluição dos resíduos
da degradação de AMX/F (t=120h) ........................................................................ 110
Figura 4.35: Crescimento radicular com relação do controle negativo (t=120 h) ... 111
Figura 4.36: Curva de crescimento em diferentes diluições para as 120 h de
ensaio .................................................................................................... 112
xviii
Figura 4.37: Aspecto visual (efeito macroscópico) (a) CN, (b) 2,5%, (c) 1,0%,
(d) 0,5% e (e) 0,25% .............................................................................................. 113
Figura 4.38: Crescimento da raiz após 120 h nas diferentes soluções .................. 113
Figura 4.39: Percentual de crescimento radicular com relação ao CN ................... 114
Figura 4.40: Diagrama de Pareto para os ensaios com diferentes diluições dos
produtos de degradação de AMP/F ........................................................................ 114
Figura 4.41: Curva de crescimento nas diferentes concentrações para as 120 h
de ensaio .................................................................................................... 115
Figura 4.42: Aspecto visual (efeito macroscópico) (a) CN, (b) 2,5%, (c) 1,0%,
(d) 0,5% e (e) 0,25% .............................................................................................. 116
Figura 4.43. Estágio de degradação do sistema radicular dos bulbos de Allium
cepa expostos aos resíduos neutralizados de AMX tratada pelo processo
Fenton .................................................................................................... 117
Figura 4.44. Fotomicrografias das células meristemáticas de Allium cepa. (A)
Núcleo interfásico; (B) e (C) Núcleos na prófase; (D) Núcleo metafásico com
fragmento cromossômico; (E) Anáfase precoce normal: (F) Anáfase com
pontes cromossômicas, (G) e (H) Anáfase e Metáfase normais,
respectivamente; (I) Distribuição metafásica anormal; (J) Célula Binucleada e
(L) Células interfásicas normais ............................................................................. 118
Figura 4.45: Mitose normal ..................................................................................... 122
Figura 4.46: Prófase, metáfase e telófase normais ................................................ 122
Figura 4.47: Presença de micronúcleos em AMX/F 5,0% ...................................... 123
Figura 4.48: Quebras cromossômicas, AMX/F 5,0% .............................................. 123
Figura 4.49: Quebra cromossômica AMX/F, 2,5% ................................................. 124
Figura 4.50: Quebra cromossômica, AMX/F 1% .................................................... 124
Figura 4.51: Ponte cromossômica, AMX/F 1% ....................................................... 124
Figura 4.52: Perda cromossômica AMP/F 2,5% ..................................................... 125
xix
Figura 4.53: Espectro de IR do resíduo sólido formado na neutralização da
solução de degradação de AMX/Fenton(verde), AMP/Fenton(vermelho) e
efluente bruto da industrial/Fenton(azul). ............................................................... 128
Figura 4.54: Fluxo do efluente penicilânico em uma indústria de Goiás. ............... 131
xx
Lista de tabelas
Tabela 2.1: Detecção de CFHP em diferentes compartimentos ambientais ......... 10
Tabela 2.2: Fármacos de uso humano e veterinário com potencial para dano
em organismos aquáticos. ..................................................................................... 13
Tabela 2.3: Presença de sulfonamidas no lençol freático em função da
distância com relação a um aterro sanitário. .......................................................... 15
Tabela 2.4: Concentrações máximas encontradas para antibióticos em
efluentes de ETE, águas superficiais e no lençol freático ...................................... 16
Tabela 2.5: Excreção e biodegradabilidade de alguns agentes de uso
terapêutico .................................................................................................... 24
Tabela 2.6: Predominância de resistência a antibiótico de cepas de
Acinetobacter proveniente de esgoto hospitalar e de planta farmacêutica ............ 29
Tabela 2.7: Predominância de múltipla resistência a antibiótico de cepas de
Acinetobacter proveniente de esgoto hospitalas e de planta farmacêutica ............ 29
Tabela 2.8: Estudos de degradação de compostos químicos por POA ................. 31
Tabela 2.9: Eficiência de conversão de aminas cancerígenas em produtos
degradados utilizando reagente de Fenton ............................................................ 32
Tabela 2.10: Resultados obtidos a partir da degradação por diferentes POA de
eflluente industrial da produção de AMX ................................................................ 35
Tabela 3.1: Volume de reagentes utilizados para a degradação de 200,0 mL de
solução de AMX e AMP ......................................................................................... 55
Tabela 3.2: Quantidade de matéria (mol) presente nos ensaios de degradação
por foto-Fenton para AMX promovido por radiação solar ....................................... 59
Tabela 4.1: Tempo de detenção hidráulica em função do volumes dos tanques
de tratamento .................................................................................................... 74
Tabela 4.2: Cronograma de coleta de amostras e parâmetros analisados ............ 74
Tabela 4.3: Eficiência do sistema de tratamento, taxa de remoção e eficiência .... 75
xxi
Tabela 4.4: Quantidades de matéria (mol) utilizadas nos diferentes POA para
200 mL de solução 2,86 x 10-3 mol L-1 de AMX e 200 mL de solução 3,20 x 10-3
mol L-1 de AMP .................................................................................................... 77
Tabela 4.5: Variação de pH durante os diversos ensaios com POA utilizando
soluções sintéticas de AMX e AMP ........................................................................ 78
Tabela 4.6: Percentagem de degradação de AMX e AMP em função do POA ...... 79
Tabela 4.7: Quantidade de matéria (mol) presente nos ensaios de degradação
por reagente de Fenton para AMX ......................................................................... 82
Tabela 4.8: Quantidade de matéria (mol) presentes nos ensaios de degradação
por reagente de Fenton para AMP ......................................................................... 84
Tabela 4.9: Quantidade de matéria (mol) presente nos ensaios de degradação
por reagente de Fenton para AMX ......................................................................... 93
Tabela 4.10: Quantidade de matéria (mol) presente nos ensaios de degradação
por reagente de Fenton para AMP ......................................................................... 95
Tabela 4.11: Variação do pH em função do tempo de reação ............................... 95
Tabela 4.12: Quantidade de matéria (mol) presentes nos ensaios de
degradação por foto-Fenton para AMX .................................................................. 102
Tabela 4.13: Letalidade de resíduo de degradação de AMX por reagente de
Fenton para Artemia salina (t=24 h). ...................................................................... 106
Tabela 4.14: Letalidade de resíduo de degradação de AMP por reagente de
Fenton para Artemia salina (t=24h). ....................................................................... 106
Tabela 4.15: Percentual de mortes de Artemia salina de acordo com a
concentração para produtos de degradação de AMX/F ......................................... 107
Tabela 4.16: Percentual de mortes de Artemia salina de acordo com a
concentração para produtos de degradação de AMP/F ......................................... 108
Tabela 4.17: Valores médios de comprimentos da raiz (cm) em soluções dos
produtos de degradação de AMX por reagente de Fenton. ................................... 112
Tabela 4.18: Valores médios de comprimentos da raiz (cm) em soluções dos
produtos de degradação de AMP por reagente de Fenton. ................................... 115
xxii
Tabela 4.19. Resultados da análise citogenética observados em células
meristemáticas de Allium cepa. .............................................................................. 117
Tabela 4.20: Efeito citológico dos produtos de degradação de AMX por
reagente e Fenton .................................................................................................. 120
Tabela 4.21: Efeito citológico dos produtos de degradação de AMP por
reagente de Fenton ................................................................................................ 121
Tabela 4.22: Avaliação de DBO5 e DQO para efluentes industriais ....................... 126
1
CAPÍTULO 1 INTRODUÇÃO E OBJETIVOS
2
1.1 INTRODUÇÃO
A produção em massa de medicamentos capazes de combater doenças
infecciosas constitui uma das maiores realizações da humanidade. A
introdução dos antibióticos na medicina marcou o início de uma nova era 1. A
demanda por este produto cresceu vertiginosamente nos últimos anos, pois os
mesmos não são utilizados única e exclusivamente como quimioterápicos na
medicina humana e veterinária, mas também são aplicados de forma intensa
na agricultura como protetores no crescimento de plantas e no confinamento
animal como promotores de crescimento de peixes, aves e suínos2.
Desde a década de setenta (1970) que estudos realizados mostram a
presença de compostos farmacêuticos em efluentes de estações de tratamento
de esgotos 3,4,5,6, em águas superficiais 3,4,5,7, profundas5, subterrâneas5, na
água potável 4, em solo8 , em lodos9 e em sedimentos8,10,11,12. A presença
desses compostos no meio ambiente indica que os mesmos são recalcitrantes
e que possuem baixa biodegradabilidade13. Até o momento, pouco se conhece
sobre o efeito dessas substâncias no meio ambiente, principalmente em
ambientes tropicais, e a sua remoção por meio dos processos convencionais
de tratamento de efluentes domésticos e industriais.
Os antibióticos compõem uma importante classe de fármacos com
grande possibilidade de gerar impacto ambiental devido a sua atividade
biológica específica. Alguns antibióticos, como a amoxicilina, por exemplo,
possuem baixa taxa de metabolismo tanto para seres humanos quanto para
animais. Os antibióticos e, em alguns casos, os seus metabólitos, possuem
razões de excreção que variam de 30 a 90%. Para um consumo mundial de
cerca de 200.000 t/ano, pode-se inferir que cerca de 50% estão entrando no
ambiente aquático 5,14.
No Brasil a indústria farmoquímica não sintetiza antibióticos beta-
lactâmicos apenas formula a partir de matéria prima importada. Este processo
gera quantidades moderadas ou altas de resíduos dependendo da variação
sazonal da sua produção. O efluente gerado por esse processo possui baixa
biodegradabilidade pois seus componentes são biologicamente ativos e
3
tóxicos, promovendo a inibição da atividade de sistemas de tratamento como o
de lodo ativado causando problemas aos corpos receptores.
A importância do tratamento adequado para os efluentes da produção de
antibióticos é destacada neste trabalho, pois a presença dessas substâncias
em concentrações da ordem de ng/L ou µg/L no meio ambiente leva ao
desenvolvimento de organismos resistentes, já que a seletividade natural
favorece organismos com código genético resistente a antibióticos e a
alteração do padrão de resistência é um processo irreversível15.
A indústria farmacêutica cresce ano a ano no Brasil. Em 2002 o país
possuía cerca de 1.032 indústrias farmacêuticas de micro, pequeno, médio e
grande porte. No estado de Goiás localizam-se 4,4% do total dessas indústrias,
sendo que 17 indústrias no Pólo Farmoquímico de Anápolis e 5 em Goiânia 16.
O Brasil é carente em pesquisas para o desenvolvimento de métodos
para o tratamento de efluentes da produção dos antibióticos β-lactâmicos
amoxicilina (AMX) e ampicilina (AMP). Esses antibióticos são os mais
consumidos no país e dados do Ministério do Desenvolvimento, Indústria e
Comércio Exterior do Brasil mostram que, no ano de 2003, o principal produto
farmoquímico importado foi a amoxicilina e seus sais, atingindo 2,1% do total16.
A necessidade do desenvolvimento de tecnologias e do estudo desses
efluentes é incontestável. Os antibióticos possuem baixa biodegradabilidade,
resistem ao tratamento em ETE convencionais, persistem no meio ambiente e
potencializam seu efeito no ecossistema. Dessa forma, pode-se prever que
futuramente serão necessárias adaptações ou mesmo implantação de novos
processos de tratamento que removam os resíduos desse fármaco presente
em efluentes ou os degradem física e/ou quimicamente.
Tomando-se como base esse contexto, este trabalho se ateve, no
capitulo 2, a levantar as referências da literatura sobre a presença de
compostos farmacêuticos nos diferentes compartimentos ambientais, levando-
se a conclusão de que são baixos os rendimentos com relação à degradação
desses compostos por meio dos processos de tratamento de efluentes
convencionais utilizados para água e esgotos. Neste mesmo capítulo, são
apresentados os processos que estão sendo considerados pela comunidade
científica como uma boa proposta para a degradação de substâncias químicas
refratárias entre eles os Processos Oxidativos Avançados, POA, com ênfase
4
aos processos homogêneos por serem considerados os de menor custo
econômico. Como anexo apresenta-se uma breve discussão sobre os
diferentes POA homogêneos, abordando alguns com aplicação especifica na
degradação de antibióticos de interesse comercial.
A metodologia experimental utilizada para o desenvolvimento encontra-
se descrita no capítulo 3. No capítulo 4 os resultados obtidos para a oxidação,
a otimização do melhor processo, os resíduos gerados pelo POA, a toxicidade
e biodegradabilidade dos produtos formados pela oxidação por reagente de
Fenton da AMX e AMP encontram-se discutidos.
Nas conclusões e perspectivas de desenvolvimentos futuros, capítulo 5,
a partir do processo mais eficiente e da avaliação da sua toxicidade e
biodegradabilidade, sugerem-se novas pesquisas.
Este trabalho teve como objetivo a avaliação do potencial da degradação
dos efluentes da produção de AMX e AMP por diferentes POA, a otimização
dos parâmetros do POA com melhor rendimento, a avaliação da toxicidade e
da biodegradabilidade dos produtos formados na degradação.
5
1.2 OBJETIVOS
Estudos recentes sobre águas e efluentes mostram a presença de
xenobióticos no meio ambiente. A concentração de substâncias como
compostos farmacêuticos e de higiene pessoal tem apresentado valores
crescentes em águas de lagos, lagoas, rios, oceanos e em efluentes de
estações de tratamento de água e de efluentes domésticos. Essas substâncias
estão sendo encontradas até mesmo em águas de abastecimento público.
Em vista da preocupação mundial quanto a manutenção da qualidade da
água disponível no planeta para consumo humano, é necessários que sejam
realizados estudos com o objetivo de degradar estas substâncias formando
moléculas menos recalcitrantes e biodegradáveis.
Objetivo geral
- Avaliar a degradação dos antibióticos beta-lactâmicos AMX e AMP
utilizando-se POA bem como a toxicidade e biodegradabilidade dos produtos
formados nesse processo de degradação oxidativa.
Objetivos específicos
- Avaliar o potencial de degradação de diferentes processos oxidativos
avançados;
- Avaliar o rendimento dos POA com e sem a promoção por radiação;
- Otimizar o POA que apresente a melhor perspectiva de aplicação;
- Avaliar a toxicidade dos produtos formados pela degradação;
- Avaliar a biodegradabilidade dos produtos gerados pelo POA.
Definidos os objetivos, a fim de se fundamentar e dimensionar a
relevância deste trabalho, no próximo capítulo tem-se a apresentação da
abordagem teórica desta tese.
6
CAPÍTULO 2 ABORDAGEM TEÓRICA
7
2. EXPOSIÇÃO AMBIENTAL A CONTAMINANTES ORGÂNICOS
2.1 Presença de compostos farmacêuticos e de produtos de higiene pessoal no meio ambiente.
A partir da década de sessenta (1960) é que o mundo começou a se
preocupar com a questão da entrada de substâncias tóxicas no meio ambiente.
A publicação, em 1962, do livro “Primavera Silenciosa” da pesquisadora Raquel
Carlson, despertou a comunidade científica para a necessidade do
desenvolvimento de modelos para as rotas de substâncias tóxicas no meio
ambiente. Os compostos farmacêuticos só entraram neste contexto nos anos
90, quando estudos realizados nos Estados Unidos mostraram que algumas
drogas ocorriam em concentrações baixas o suficiente para não ameaçar o
ambiente, enquanto outras, apesar das baixas concentrações, poderiam causar
danos ambientais. Na literatura atualmente disponível, muitas drogas estão
sendo investigadas continuamente, entre elas destacam-se os antibióticos,
analgésicos, desinfectantes, anestésicos, agentes antiparacéticos, hormônios,
meios de contrastes, agentes psicofarmacológicos, agentes citostáticos, lipídeo
reguladores, solventes, etc17,13.
A preocupação com a presença de substâncias químicas de uso
farmacológico intenso na medicina humana e veterinária no meio ambiente
deve-se ao fato de que estas foram desenvolvidas com o propósito de possuir
atividade biológica. Elas frequentemente possuem comportamento físico-
químico semelhante, isto é, são lipofílicas (atravessam membranas),
persistentes e podem bioacumular-se nos organismos provocando efeitos
desconhecidos no ecossistema aquático e terrestre. Ainda não se tem
conhecimento do destino e dos efeitos dessas substâncias, apesar do aporte
das mesmas no meio ambiente ser alto18.
Como o objetivo no desenvolvimento de compostos químicos para
uso terapêutico é o de que suas moléculas possuam atividade biológica e
propriedades físico-químicas adequadas ao fim a que se destinam, essas
substâncias podem ser definidas como compostos farmacêuticos ativos
8
(pharmaceuticals active compounds, PhACs). Elas são utilizadas de acordo
com sua atividade biológica específica e notadamente caracterizadas pelas
suas propriedades iônicas naturais. Sob condições ambientais, tais moléculas
podem ser neutras, catiônicas, aniônicas ou zwitteriônicas. Elas
frequentemente funcionam como ácidos ou como bases. Esses compostos
farmacêuticos em específico podem ainda ser classificados de acordo com
seus efeitos e também devido a sua estrutura química. Normalmente a
classificação conforme seu propósito terapêutico é a mais utilizada13,12.
Os PhACs são moléculas desenhadas para estimular respostas
fisiológicas em seres humanos, animais, bactérias e outros organismos.
Durante a década passada, observou-se um grande crescimento de efeitos
adversos devido ao uso e disposição inadequada desses produtos para a
saúde do homem e do meio ambiente. Pesquisas mostram que esses produtos
passam pelas estações de tratamento de esgotos sendo então lançados
diretamente nos cursos d’água19,12.
A atenção com relação a entrada de PhACs no ambiente se soma a
preocupação com o consumo de produtos de higiene pessoal. O conjunto de
produtos farmacêuticos e de higiene pessoal (CFHP) integram um grupo
conhecido como PPCPs (pharmaceutical and personal care products). Nestes
últimos anos, o potencial poluente destas substâncias tem trazido
preocupação, pois esses produtos possuem comportamento físico-químico
semelhante a outros xenobióticos que se acumulam ou apresentam efeitos
adversos em organismos aquáticos20. Os CFHP normalmente encontrados nos
diferentes compartimentos ambientais incluem: antibióticos, analgésicos e
antiinflamatórios, agentes lipídios reguladores, β-bloqueadores, antiepiléticos,
contraceptivos, esteróides e hormônios. A concentração ambiental encontrada
é geralmente em nível de traços (µg/L ou ng/L), sendo o suficiente para induzir
efeitos tóxicos15.
Os CFHP de uso humano e veterinário são continuamente liberados
para o meio ambiente como resultado do processo de manufatura, disposição
imprópria ou excreção metabólica. Assim, sua rota passa inevitavelmente pelas
estações de tratamento de esgotos (ETE) e pelo solo por meio do uso de
biossólidos como adubo19. Algumas dessas substâncias não são degradadas
pelas plantas de tratamento de esgotos, retornando ao meio ambiente através
9
de seus efluentes atingindo assim rios, córregos, lagos até chegar aos
oceanos. Estudos mostram que drogas como carbamazepina, atenolol,
metoprol, timetropina e diclofenaco são parcialmente removidas nas ETE
(menos de 10% para a maioria delas e entre 10% e 39% para o diclofenaco) 21.
Algumas drogas podem ser detectadas em suas formas modificadas como
hidrolisados ou conjugados. O ibuprofem, por exemplo, tem uma remoção de
aproximadamente 90%, transformando-se em produtos hidroxilados ou
carboxilados 21.
As pesquisas de CFHP em ecossistemas aquáticos e terrestres
detectaram-nos em diferentes compartimentos como apresentado na tabela
2.1.
Tabela 2.1: Detecção de CFHP em diferentes compartimentos ambientais.
Compartimento Referência
Efluentes de
ETE3,12,4,7,9
TERNES et al., 1998; HERNANDO et al., 2006; STUMPF
et al., 1999; KOLPIN et al., 2002; CARBALLA et al., 2004
Canais5 HIRSCH et al., 1999
Riachos4,5 STUMPF et al., 1999; HIRSCH et al., 1999
Grandes
rios4,11,3,7,5,12
STUMPF et al., 1999; BENDEZ et al., 2005; TERNES,
1998; KOLPIN et al., 2002; HIRSCH et al., 1999;
HERNANDO et al., 2006
Lagos7 KOLPIN et al., 2002
Águas
profundas7
KOLPIN et al., 2002
Oceanos6 ZUCCATO et al., 2000
Sedimentos10,8,12 LALUMERA et al., 2004; DIÁZ-CRUZ et al., 2003;
HERNANDO et al., 2006
Existe um interesse especial por exposições do ecossistema aquático,
pois o esse recebe cargas contínuas proveniente das ETE.
O fato de a meia-vida (t1/2) dos PhACs ser relativamente pequena e de
que seu aporte no meio ambiente é constante, pode-se considerá-los como
substâncias “pseudopersistentes”. A natureza polar e não volátil faz com que
10
estes compostos se mantenham na água. A presença de algumas dessas
substâncias em ambientes terrestres se deve ao uso de biossólidos (lodo de
ETE) ou ainda de adubos orgânicos na agricultura. As drogas que possuem
propriedades ácidas ou alto valor de log Kow (coeficiente de partição n-
octanol/água) mostram grande afinidade por lodo e solo. Estes compostos
quando hidrofóbicos e pouco voláteis se acumulam no solo ou no sedimento o
que reduz significativamente a sua concentração na fase aquosa20.
Cerca de 200.000 t de medicamentos são produzidas anualmente para
aplicação na medicina humana, na veterinária e na agricultura. Após sua
administração, uma parte significativa é excretada, cerca de 30 a 90% da
dosagem de forma inalterada, podendo assim persistir no meio ambiente.
Como os fármacos foram desenvolvidos para serem persistentes, mantendo
suas propriedades químicas o bastante para servir a um propósito terapêutico,
o uso desenfreado de antibióticos, por exemplo, acarreta dois problemas
ambientais: um é a contaminação dos recursos hídricos e o outro, é o de que
alguns microorganismos criam resistência a esses fármacos. As bactérias
podem fazer, e frequentemente o fazem, mudanças no seu material genético,
adquirindo resistência a esses fármacos22.
Pouco se conhece até o presente momento sobre as rotas ambientais
dos fármacos. A figura 2.1 apresenta um esquema das prováveis rotas dessas
substâncias no meio ambiente22.
Em termos de periculosidade, os CFHP possuem uma série de
agravantes: 1) muitos são persistentes, assim como seus produtos de
degradação; mesmos aqueles que possuem meia-vida curta são passíveis de
causar exposições crônicas devido a sua introdução contínua no meio
ambiente; 2) os fármacos são desenvolvidos para desencadearem efeitos
fisiológicos, e, consequentemente, a biota se torna mais suscetível a impactos
desses compostos; 3) embora a concentração de alguns fármacos encontrados
no ambiente seja baixa, a combinação deles pode ter efeitos pronunciados
devido aos mecanismos de ação sinérgica 23.
11
Figura 2.1: Rota de exposição ambiental para CFHP de uso humano e
veterinário. Fonte: BILA et al., 200322.
Os fatores agravantes quanto a periculosidade dos CFHP preocupam
por indicarem que os CFHP são potencialmente danosos aos organismos
aquáticos e terrestres promovendo, por exemplo, disfunções endócrinas em
peixes, répteis e invertebrados; aumento de resistência a bactericidas de
bactérias presentes no solo; estimulo no crescimento de cianobactérias e
inibição no crescimento de plantas aquáticas entre outros24.
A tabela 2.2 apresenta os principais fármacos de uso humano com
potencial para causar danos em organismos aquáticos.
AAllaaggaa--mmeennttoo
eexxccrreeççããoo
EETTEE
eessggoottoo
llooddoo
MMeeddiicciinnaa hhuummaannaa
aaqquuiiccuullttuurraa SSuuiinnoo//bboovviinnoo--ccuullttuurraa
aavviiccuullttuurraa
ddeessccaarrttee
EExxccrreeççããoo
AAtteerrrroo ssaanniittáárriioo//iinndduussttrriiaall
RReejjeeiittoo ddoommééssttiiccoo ee//oouu iinndduussttrriiaall
ÁÁgguuaa ssuuppeerrffiicciiaall
ÁÁgguuaa ttrraattaaddaa
AAdduubboo oorrggâânniiccoo
lleennççooll ffrreeááttiiccoo
CCaaddeeiiaa aalliimmeennttaarr
vvaazzaammeennttoo
CCaarrrreeaammeennttoo pplluuvviiaall
Alimentos ??????
Produção industrial
SSoolloo// ssoolloo aaggrrííccoollaa
MMeeddiicciinnaa vveetteerriinnáárriiaa
12
Tabela 2.2: Fármacos de uso humano com potencial para dano em organismos
aquáticos.
Fármaco Uso terapêutico
Amoxicilina, tetraciclina, azitromicina,
ciproflaxacina, eritromicina
Antibióticos
Diclofenaco, ibuprofeno Antiinflamatório
1,7-α-etinilestradiol, dietilbestrol,
levonorgestrel, testosterona, tiroxina
Hormônios
Reserpina anti-hipertensivo
Omeprazol, ranitidina Antiulceroso
Paracetamol, dipirona sódica, codeína,
ácido acetilsalicílico, tramadol
Analgésico
Captopril, propanolol, ditilazem, verapamil,
lisinopril
Cardiovascular
Diazepan, fluoxetina, citalopram Antidepressivo
Fonte: REIS FILHO, 200723.
2.2 Monitoramento ambiental de CFHP
Pesquisadores de diversas partes do mundo reconhecem como sendo
preocupante a ocorrência de compostos farmacêuticos ativos (PhCAs) no
ambiente. Nos últimos anos diversas pesquisas foram realizadas com o
objetivo de identificar e quantificar resíduos e metabólitos das diferentes drogas
utilizadas na medicina humana e veterinária.
O descarte inadequado de resíduos da indústria farmacêutica até
poucos anos atrás e a disposição de medicamentos no lixo residencial levou a
aterros sanitários uma quantidade significativa de compostos orgânicos
farmacêuticos. A preocupação com a contaminação do lençol freático por
esses PhACs fez com que um estudo fosse realizado em um aterro que operou
de 1937 a 1977. Durante seus 40 anos de funcionamento ele recebeu cargas
constantes de quantidades diferenciadas destes compostos. Um ponto
13
importante neste estudo foi a avaliação quanto a distribuição de CFHP de
acordo com a profundidade e distância com relação ao aterro. No período de
operação do aterro estudado, as sulfas, amidas sulfanílicas, eram muito
utilizadas no controle das infecções. A tabela 2.3 apresenta os resultados
obtidos para alguns antibacterianos pesquisados nesse trabalho25.
A importância desse trabalho está no fato de que o mesmo é o primeiro
a ser publicado enfocando a distribuição da concentração de compostos
farmacêuticos e/ou seus metabólitos no lençol freático em uma região próxima
a um aterro sanitário25.
O monitoramento de 18 antibióticos diferentes em efluentes de ETE,
águas superficiais e lençol freático, na região de Frankfurt a Wisbaden na
Alemanha, indicou que 30% dos antibióticos estavam presentes em todas as
matrizes estudadas5. Na tabela 2.4 tem-se os resultados obtidos para os
antibióticos encontrados. Dados da literatura indicam que a presença no
ambiente de concentrações na ordem de ng/L ou µg/L podem levar ao
desenvolvimento de organismos resistentes, logo estes dados são
preocupantes.
14
Tabela 2.3: Presença de sulfonamidas no lençol freático em função da
distância com relação a um aterro sanitário.
Distância a partir do aterro (m)
Composto
(µg/mL)
Profundidade
(m) 0 15 37 50
Ácido
sulfanilico
5,5 1380 na na na
7 6470 6280 1000 90
8,5 930 10440 5530 70
10 5300 ne 3160 1610
Sulfanilamida 5,5 60 na na na
7 170 210 30 <20
8,5 40 300 140 <20
10 120 ne 170 40
Sulfaguanidina 5,5 110 na na na
7 1600 900 110 <20
8,5 190 280 480 <20
10 1070 ne 360 540
Sulfadiazina 5,5 100 na na na
7 480 720 170 <20
8,5 100 1160 440 <20
10 480 ne 410 80
Sulfadimidina 5,5 100 na na na
7 900 540 50 <20
8,5 230 900 310 20
10 640 ne 180 140
sulfametizol 5,5 70 na na na
7 310 190 <20 <20
8,5 70 330 190 <20
10 210 ne 70 70
na: ponto não amostrado, ne: água insuficiente para amostragem
Fonte: HOLM et al., 199525.
15
Tabela 2.4: Concentrações máximas encontradas para antibióticos em
efluentes de ETE, águas superficiais e no lençol freático.
Substância (valores máximos µg/L)
Efluente de ETE Águas superficiais
Lençol freático
Claritromicina 0,24 0,26 <LD
Eritromicina-H2O 6,00 1,70 <LD
Roxitromicina 1,00 0,56 <LD
Cloranfenicol 0,56 0,06 <LD
Sulfametaxazol 2,00 0,48 0,47
trimetropina 0,66 0,20 <LD
Fonte: HIRSCH et al., 19995.
Uma das maiores pesquisa realizada na área aconteceu entre 1999 e
2000 nos Estados Unidos. Foram coletadas 139 amostras em rios e riachos por
praticamente todo território norte americano e 95 substâncias foram
pesquisadas, dentre elas 31 (32,6%) eram antibióticos. A freqüência
apresentada pelos antibióticos nas amostras coletadas foi a seguinte:
eritromicina–H2O: 21,5%, limcomicina: 19,2%, sulfametaxazol: 19,0%,
trimetropina: 27,4% e tilisina: 13,5%. A cafeína foi encontrada em 70% das
amostras e o esteroide coprostanol foi observado em 85,7%. Como a principal
fonte de contaminação destes corpos hídricos são as ETE municipais e/ou
industriais, podemos considerar estas substâncias como contaminantes
orgânicos de efluentes (OCWs). Observa-se no estudo que mais de um OCWs
foram detectados em 80% dos pontos coletados, podendo então considerar-se
que os mesmos ocorrem em uma escala nacional. Isto indica que os mesmos
“sobrevivem” ao tratamento nas ETE (recalcitrantes) e que possuem baixa
biodegradabilidade7.
Uma grande fonte de contaminação ambiental está no uso de
biossólidos. Compostos farmacêuticos de uso humano e veterinário, em razão
de sua taxa de excreção, acumulam-se no esterco animal e no lodo de ETE. O
uso destes sub-produtos como adubo na agricultura transfere para o solo os
PhACs. A atuação dos mesmos sobre a microbiota ainda não se encontra bem
16
esclarecida. Na Comunidade Européia tem crescido a preocupação com a
presença de agentes terapêuticos nos biossólidos, eles estão sendo
considerados fonte de risco para o meio ambiente. Estudos mostram que a
capacidade de permanência no solo de substâncias como o antibiótico
bacitracina, por exemplo, pode ser de até 30 dias em temperaturas que variam
de 2 a 30 ºC 14.
Compostos farmacêuticos como analgésicos, anti-inflamatórios,
antibióticos, antiepiléticos, beta-bloqueadores, lipídeo reguladores, meios de
contraste, drogas citostáticas e contraceptivos orais têm sido encontrados em
amostras de águas de superfície, lençol freático, água potável e esgotos. Mais
de 80 diferentes drogas e seus metabólitos foram identificados no ambiente
aquático em concentrações que atingem µg/L. Por meio da recarga, os
aqüíferos podem ser contaminados com PhACs polares como o ácido
clofíbrico, carbamazepina, primidona ou agentes de contraste com Iodo
isotópico. Estudos realizados já detectaram a presença destes compostos em
águas profundas a partir da contaminação por chorume proveniente de aterro
sanitário. A contaminação observada em efluentes de ETE levaram a
conclusão de que é necessário o desenvolvimento de tecnologias para
remoção destes contaminantes com eficiência para que os mesmos não
atinjam as ETA26.
A resistência a processos convencionais de tratamento em ETE foi
avaliada pelo estudo da presença de um total de 106 OWC, entre eles 25
antibióticos, em estações de tratamento de água (ETA) e nos rios que as
abastecem. Dentre os OWC estudados, 70 foram encontrados, 34 em mais de
10% das amostras e 17 nas amostras de água potável (após tratamento na
ETA), indicando assim que esses compostos resistem aos processos de
tratamento convencionais de água. Um ponto de destaque neste estudo foi a
questão da regulamentação quanto à presença destas substâncias em água
potável. Até o presente momento ela é incipiente por ainda não termos dados
disponíveis suficientes para que se proceda à regulamentação do descarte das
mesmas. Outro fator importante levantado neste trabalho é que a ausência de
alguns OWCs não necessariamente implicam sua total remoção na ETE e/ou
na ETA. Os processos de tratamento podem estar transformando-os em
substâncias desconhecidas ou ainda, que não temos metodologia analítica que
17
possa avaliar essas substâncias nas concentrações em que as mesmas se
encontram no ambiente27.
Um estudo realizado em uma ETE na Galícia, Espanha, avaliou a
presença de 13 CFHP entre eles 2 antibióticos. Os resultados apresentaram
concentrações de até 0,64 µg/L para sulfametoxazol. A remoção observada na
ETE estudada variou de 70 a 90% para fragrâncias, 40 a 65% para anti-
inflamatórios, aproximadamente 65% para hormônios e 60% para a
sulfametoxazol. A remoção observada pode ter ocorrido por degradação ou
adsorção na fase sólida. Os resultados obtidos mostram que modificações
precisam ser implementadas nas ETE existentes para atender as necessidades
quanto a qualidade da água potável9.
A aquicultura se utiliza de uma grande quantidade de antibióticos para
controlar doenças bem como para promover o crescimento dos animais.
Produtos farmacêuticos como a amoxicilina, flumequina, oxitetraciclina,
tianfenicol entre outros são de uso comum neste tipo de confinamento animal.
Desta forma, grandes quantidades de PhACs são carreados para o ambiente
ficando parte retida no sedimento. Amostras de sedimento de fazenda de
piscicultura apresentaram valores máximo de 246,3 µg/kg p.s.(peso seco) para
oxitetraciclina e 578,8 µg/kg p.s. para flumequina. Neste estudo, flumequina e
oxitetraciclina se mostraram potencialmente relevantes pois foram encontrados
no sedimento e em regiões próximas do ambiente estudado. Um ponto de
amostragem apresentou traços de oxitetraciclina apesar deste antibiótico não
estar mais sendo usado em tratamentos há mais de 2 anos. O que levou à
investigação da presença de antibióticos no meio ambiente foi a preocupação
com o desenvolvimento de organismos resistentes. A disseminação de
população de bactérias resistentes pode estar diretamente relacionada com a
aplicação destes fármacos na aqüicultura10.
A presença de 31 PhACs foi avaliada no rio Höje na Suécia. Esta região
recebe a carga de uma ETE dimensionada para uma população de 80.000
habitantes. Dentre as substâncias estudadas encontramos os antibióticos
timetropina e sulfametoxazol. A persistência dos mesmos entre outras
substâncias nos pontos de coleta a partir do ponto de descarga da ETE indica
que a sua remoção não é eficiente, isto é, a tecnologia utilizada na estação é
inadequada para a remoção dessas substâncias. A eficiência calculada de
18
remoção para trimetropina foi de 49% e no caso da sulfametoxazol, 0%. Os
resultados obtidos deixam claro que há necessidade do desenvolvimento de
estudos sobre a rota destas substâncias no ambiente e da sua influência nos
organismos aquáticos11.
Com relação a ambientes como o tropical, até o presente momento,
poucos estudos foram publicados. Uma pesquisa avaliou um total de 11 drogas
polares diferentes (ácido acetilsalicilico, Ibuprofen, diclofenaco etc) na região
do rio Paraíba do Sul, em alguns de seus afluentes e na baia da Guanabara no
estado do Rio de Janeiro. Esta é uma região com alta descarga de estações de
tratamento de esgoto (ETE). A detecção das drogas estudadas e/ou seus
metabólitos nas amostras mostrou que as mesmas não são degradadas nos
sistemas utilizados (filtro biológico e lodo ativado). O diclofenaco, por exemplo,
foi encontrado em 7 de 8 pontos amostrados no rio Paraíba do Sul e sua
concentração variou de 0,02 a 0,06 µg/L. A importância deste trabalho vem do
fato de que o rio Paraíba do Sul é a principal fonte de água para o
abastecimento da população do estado do Rio de Janeiro4.
A partir das informações relatadas, observa-se a necessidade do
desenvolvimento estudos para que se amplie o banco de dados atual de forma
que as seguintes questões sejam respondidas:
(1) Como varia de acordo com a estação do ano a presença de OWCs nas
fontes de água?
(2) Como os tratamentos adotados nas ETE e ETA reduzem a
concentração dos OWCs? E
(3) Que processos físicos e/ou químicos reduzem a concentração ou
eliminam os OWCs?27
Enfim, esclarecer como se comportam os PhACs no meio ambiente, qual
seu destino e o aporte nas diferentes regiões e climas do planeta.
2.3 Antibióticos e seu aporte ambiental
Os antibióticos podem ser considerados como substâncias
“pseudopersistentes” no meio ambiente pelo fato de que possuem uma meia-
vida relativamente curta, são polares, não voláteis e, devido as suas estruturas
19
químicas, promovem reações de alta complexidade12. A figura 2.2 apresenta as
estruturas gerais de alguns grupos de antibióticos de uso comum na medicina
humana e veterinária.
R CO NH
NO
S CH3
CH3
COOH (a)
R CO NH
NO
SR'
COOH
CH2 R''
(b)
OH O OH OCHNHR2
OH
N(CH3)2R5R7
OH
R1R6
(c) O2N CH CH NH C CHCl2
OCH2OHOH
(d)
B
C NA
COOH
O
R1 (e)
SO2 N R2
H
NHR1
(f)
Figura 2.2: Fórmula estrutural geral das: (a) penicilinas, (b) cefalosporinas, (c)
tetraciclinas, (d) cloranfenicol, (e) quinolonas e (f) sulfonamidas.
Um fato que chama a atenção observando essas estruturas é a
presença de um grande número de grupos funcionais entre eles ácido
carboxílico, amida, amina, álcool, cetona, enol, fenol, tiazol, nitro composto,
derivados halogenados, sulfonamida entre outros, o que caracteriza a grande
atividade química e biológica destas substâncias. Estes grupos funcionais
fazem com que estas moléculas se liguem a partículas sólidas ou formem
complexos, dependendo do pH do meio. Desta forma, podem permear o solo
sendo carreadas para o lençol freático atingindo os rios e expondo os
organismos aquáticos a este tipo de contaminação17.
Na medicina humana, os antibióticos beta-lactâmicos, particularmente as
penicilinas e as cefalosporinas, ocupam lugar de destaque pelo fato de que
juntas somam a maior quantidade de produtos biotecnologicamente produzidos
20
no mundo. Nas últimas cinco décadas, houve um crescimento significativo da
produção, o que levou à quantidade suficiente para atender a toda população
mundial. Estima-se que o mercado mundial de antibióticos beta-lactâmicos
esteja em torno de US$ 15 bilhões, dos quais aproximadamente US$ 9,9
bilhões se referem à venda de cefalosporinas e US$ 5 bilhões de penicilinas.
Esta indústria representa a maior produção mundial de produtos
biotecnologicamente fabricados e atinge aproximadamente 65% do total de
antibióticos produzidos no mundo28.
Em 1996 cerca de 10.200 toneladas de antibióticos foram utilizados nos
Estados Unidos dos quais aproximadamente 50% na veterinária e como
promotores de crescimento. Em 1999 os dados da Federação Européia de
Saúde Animal mostraram que 13.288 toneladas de antibióticos foram
consumidas pelos Estados Unidos e Suécia sendo que 65% para consumo
humano, 29% veterinário e 6% como promotor de crescimento29. No ano de
2000, os Estados Unidos produziram cerca de 16.200 t dos quais 70% foram
usados em fazendas de confinamento de animais (gado, suíno, aves, peixes
etc). Este total se refere a oito vezes a quantidade utilizada pela medicina
humana no mesmo período27.
No Brasil, no ano de 2003, a amoxicilina e seus sais ocuparam lugar de
destaque na importação de farmoquímicos. Foram os produtos com maior
volume de importação, atingindo um total 2,1% do total16 (Ministério do
Desenvolvimento, Indústria e Comércio Exterior, 2004). O Brasil conta hoje
com 1032 indústrias farmacêuticas de micro, pequeno, médio e grande porte. A
distribuição das mesmas pelo país encontra-se representada na figura 2.3 a
seguir.
21
Outros 11,5%
Pernambuco 3,4%Goiás 4,4%
Rio de Janeiro 14,5%
São Paulo 38,1%
Minas Gerais 11,8%Paraná
6,8%
Rio G. do Sul 6,2%
Santa Catarina 3,3%
Nos Estados Unidos, no ano de 2004, a amoxicilina foi o 6° produto
farmacêutico mais consumido em uma lista de 30031, só perdendo para
medicamentos para pressão e problemas cardiovasculares.
A entrada no ambiente de PPCPs ocorre a partir de uma variedade de
fontes, as principais são os esgotos hospitalares, esgotos domésticos, áreas de
irrigação adubadas com lodo de ETE, adubos orgânicos contendo antibióticos,
infiltração a partir de tanques de psicultura, a produção industrial, lixiviação de
aterros, resíduos de processamentos de produtos alimentícios de origem
animal etc 32. A contaminação pela manufatura é importante pelo fato de ser
localizada. A identificação da rota destas substâncias no ambiente é um ponto
crucial para o entendimento dos efeitos das mesmas. A questão é bastante
complexa pois, como apresentado, as fontes de contaminação são muitas8.
A biotransformação de compostos farmacêuticos pelos organismos nem
sempre é eficiente. Essa biodegradação modifica a estrutura química bem
como a atividade da molécula, que frequentemente resulta em uma mudança
de comportamento físico-químico e das propriedades farmacológicas. O
metabolismo destas moléculas pode frequentemente ser baixo ou incompleto,
variando de 0 a 100%13, entrando no meio ambiente através da excreção, o
que levanta uma preocupação quanto a eficiência das ETE convencionais na
eliminação destes contaminantes.
Estudos realizados na Itália para substâncias excretadas não
metabolizadas em quantidades significativa a partir do balanço de massa e da
Figura 2.3: Percentual de distribuição das indústrias farmacêuticas no Brasil.
Fonte: MDICE, 200416.
22
razão de excreção (quantidade vendida x razão de excreção), estimam um
aporte ambiental na ordem de toneladas por ano para amoxicilina, ranitidina,
lincomicina e eritromicina6.
O conhecimento da taxa de excreção bem como da biodegradabilidade
dos CFHP é importante tendo em vista o fim a que se destinam14. Agentes
terapêuticos não são ambientalmente diferentes de outros compostos
orgânicos tais como pesticidas e herbicidas, alguns deles mantêm sua
atividade residual mesmo em biossólidos ou no esterco animal por um longo
tempo. Os biossólidos são comumente utilizados como adubos e aplicados em
terras agricultáveis, o que pode levar metais, patógenos e agentes terapêuticos
para o solo, água e vegetação existente14. Alguns PhACs são utilizados em
quantidades equivalentes às dos pesticidas em países como a Alemanha5. A
tabela 2.5 apresenta dados referentes a taxas de excreção por fezes e urina de
alguns agentes terapêuticos de uso humano e veterinário bem como dados
referentes à sua biodegradabilidade 5,14.
Observando a tabela 2.5, podemos destacar os antibióticos beta-
lactâmicos penicilina G com uma razão de excreção de 50 a 70% sem
alteração, de 30 a 70% na forma de metabólitos e com sua biodegradabilidade
considerada parcial, a amoxicilina com razão de excreção de 80 a 90% e a
ampicilina de 30 a 60% sem alteração.
Estudos realizados na Alemanha mostram que só no ano de 1998,
aproximadamente 412 toneladas de antibióticos foram consumidas
(aproximadamente 0,5 g per capta ao ano). Tendo em vista a taxa de excreção,
a quantidade prevista de entrada nas ETE foi de 305 t sendo que deste total,
73% correspondem a antibióticos beta-lactâmicos. A figura 2.4 apresenta a
quantidade de antibióticos que chegam nas ETE de acordo com os grupos a
que pertencem considerando a razão de excreção média de cada um15.
23
Tabela 2.5: Excreção e biodegradabilidade de alguns agentes de uso
terapêutico.
Substância Razão de excreção (%) biodegradabilidade
Sem alteração
metabólitos
Consumo humano
Amoxicilina 80-90 10-20 Sem dados
Ampicilina 30-60 20-30 Sem dados
Penicilina G 50-70 30-70 Parcialmente
degradável
Penicilina V ~40 ~60
Eritromicina >60
Cloranfenicol 5-10 - Sem dados
Clorotetraciclina >70 - t1/2 = 20 dias (solo)
Oxitetraciclina >80 - t1/2 = 20 dias
Sulfametaxazole 15 - Persistente
Tetraciclina 80-90 - Persistente
Consumo veterinário
Ivermectin 40-75 25-60 Persistente
Tylosin 28-76 - t1/2 = 3-8 dias
Estreptomicina >66 - Persistente
Virgiamicina 0-31 - Persistente
Clortetraciclina 17-75 - t1/2 ≥ 64 dias
Oxitetraciclina 20 - t1/2 > 20 dias
Adaptada de HIRSCH et al., 19995 e JJEMBA, 200214.
24
quinilonas2%
outros3%
macrolitos2%
tetraciclinas1%
aminoglicosideo0%
carbapenenos1%
cefalosporina15%
sulfonamidas25%
glicopeptídeos0%
penicilinas51%
Figura 2.4: Aporte de antibióticos nas ETE da Alemanha em 1998 de acordo
com consumo e razão de excreção.
Fonte: KÜMMERER E HENNINGER, 200315.
As pesquisas de CFHP em água potável apontam para o fato de que as
mesmas não são biodegradáveis e nem tão pouco eliminadas durante o
processo de tratamento em ETE e/ou ETA. Os efluentes hospitalares são
considerados uma fonte importante de contaminação ambiental. Drogas como
analgésicos, antibióticos, lipídeo reguladores, agentes psicofarmacológicos,
agentes citostáticos, meios de contraste etc já foram identificados neste tipo de
efluente. Na Alemanha, em 1999, 411 t de antibióticos foram utilizadas em
aplicações humanas sendo que 105 t só em hospitais. Considerando-se a
razão de excreção, temos que cerca de 86 t foram descarregadas nos esgotos
hospitalares. A concentração estimada de antibióticos nos efluentes
hospitalares foi da ordem de 0,1 a 2,9 mg/L, encontrando-se na mesma razão
da concentração semi-máxima de inibição (MIC50) determinada para bactérias
patogênicas sensíveis a substâncias específicas ou a grupo de substâncias. A
possibilidade do desenvolvimento de organismos resistentes em filmes
biológicos (isto é, em áreas com alta densidade de bactérias), como por
exemplo, canos de esgoto e estações de lodo ativado precisam passar com
urgência por um processo de avaliação33.
25
Apesar da estrutura química bastante diferenciada para antibióticos,
lipídeos reguladores, antiinflamatórios, tranquilizantes, meios de contrate e anti-
conceptivos, eles são os PhACs mais encontrados nas ETE. A ocorrência,
quantificação, potencial para biodegradabilidade etc para essas substâncias
necessitam ser avaliada. Como já vimos, a responsabilidade pelo aporte
dessas substâncias são os efluentes hospitalares, as descargas industriais e os
esgotos domésticos. As ETE urbanas normalmente não foram projetadas para
receber o volume e a diversidade de poluentes naturais e sintéticos emitidos
em nível de traços. Muitos estudos mostram que a remoção de CFGP em ETE
municipais varia de 60 a 90% para compostos polares3 e que esta remoção
pode ser atribuída também a adsorção em superfícies sólidas. Como
conseqüência, uma enorme quantidade de CFHP são despejados nos corpos
hídricos receptores das ETE contaminando o ambiente aquático. No caso de
compostos polares como, por exemplo, ácidos carboxílicos, presente nos
antibióticos beta-lactâmicos; a questão é mais delicada pois o mecanismo
principal de eliminação é atribuído a biodegradação e estudos mostram que
nestes casos ocorre menos de 10% de degradação30.
Apesar do grande consumo de antibióticos beta-lactâmicos para uso
humano e veterinário, poucos estudos mostram a presença destas substâncias
intactas em efluentes de esgoto domésticos, em águas superficiais ou
profundas. Isto se deve a baixa estabilidade do anel β-lactama que pode ser
aberto pela enzima β-lactamase produzida por bactérias e também pela
hidrólise química destas substâncias. Esta possibilidade não exclui a presença
destas substâncias em aqüíferos nos locais onde estercos e lodo de ETE são
utilizados como biossólido ou ainda em efluentes de hospitais 35. Há a
necessidade do desenvolvimento de metodologias analíticas para antibióticos
beta-lactâmicos que sejam sensíveis às concentrações encontradas em
ambientes naturais e em efluentes36.
Estudos com águas superficiais mostraram a presença de amoxicilina,
ampicilina, mezlocilina, flucloxacilina e piperaciclina em concentrações acima
de 48 ng L-1. Em águas de rio, amoxicilina foi detectada em concentrações
próximas a 10 ng L-1 neste mesmo estudo37. Outros estudos realizados com
águas do rio Poudre, Colorado – EUA mostraram a presença de AMP em
26
concentrações em torno de 11 ng L-1 em áreas com grande atividade
agrícola36, áreas essas que utilizam biossólidos provenientes de suinocultura.
2.4 Desenvolvimento de organismos resistentes
O uso de antibióticos pelos seres humanos pode estar nos mostrando
um experimento em evolução nunca antes imaginado. A partir dele estamos
presenciando uma seleção natural em um tempo real. Nos últimos 50 anos
temos observado o aumento do número de espécies e cepas de bactérias
patogênicas e comensais resistentes a antibióticos. Inúmeros estudos nesta
área estão sendo publicados. Alguns enfocam questões como o custo biológico
da resistência38, a evolução da resistência em organismos patogênicos39, a
razão da mutação bacteriana38, o uso de antibióticos em hospitais e sua
relação com a resistência de organismos no meio ambiente15,40, o
desenvolvimento de resistência de E. coli e Enterobacteriacea isolada de
frangos de corte41, e até o estudo de enterobactérias de roedores selvagens,
animais que vivem em regiões isoladas, resistentes a amoxicilina e ampicilina 42.
A presença de antibióticos no meio ambiente como resultado de
contaminações levanta uma questão bastante preocupante, o desenvolvimento
de populações de microorganismos resistentes. A atividade biológica dos
antibióticos tem como objetivo inibir o crescimento de bactérias, isto ocorre
quando concentrações consideradas altas dessas substâncias são ministradas
e destroem totalmente as populações. Quando a concentração é relativamente
baixa, na ordem de ng/L ou µg/L, há a possibilidade do desenvolvimento de
linhagens resistentes. As conseqüências da presença de concentrações a este
nível no ambiente ainda são pouco conhecidas, já que a pesquisa nesta área é
incipiente. Alguns estudos mostram que a transferência de resistência
apresentada por bactérias em laboratório pode ocorrer da mesma forma no
ambiente natural43. Estudos com E. coli 39, Ps. Putida20 e Acinetobacter spp45
avaliam o padrão de resistência desses organismos, isolados de efluentes de
estações de tratamento de esgotos com descarga hospitalar, a antibióticos do
grupo da penicilina. Estes estudos concluem que as bactérias isoladas são
27
resistentes e que este tipo de contaminação pode contribuir para com a
disseminação das mesmas no meio ambiente.
A biodegradabilidade de antibióticos é um estudo importante para que se
tenha uma idéia do comportamento dos mesmos em uma ETE de lodo ativado
ou ainda em um filtro biológico. Os antibióticos ciproflaxacina, oflaxacina e
metronidazole foram avaliados quanto a sua biodegradabilidade utilizando-se
do método CBT (Close Bottle test, OECD 301D) e genotoxicidade (SOS
chromotest) em uma ETE simulada. Os resultados obtidos mostraram que os
antibióticos não se degradam biologicamente de acordo com o CBT, logo a sua
genotoxicidade não foi eliminada. Os processos como adsorção, hidrólise ou
degradação ocorreram em larga escala, necessitando desta forma mais
investigações para que se possa entender o caso 46.
A avaliação da presença de organismos resistentes a antibióticos em
rios que recebem o aporte de ETE de tratamento de efluentes hospitalares ou
ainda outras fontes de contaminação como as plantas de produção de
antibióticos são fundamentais para a compreensão do comportamento destas
substâncias no meio ambiente. Um estudo importante investigou a resistência a
antibióticos utilizando a Acinetobacter spp. (organismo conhecido por
disseminar infecções hospitalares) como bactéria indicadora. As mesmas foram
isoladas no rio que recebe o aporte de 2 ETE, uma com carga de esgoto
hospitalar e outra que recebe efluente de planta de produção de antibióticos.
Os pontos de coleta selecionados encontravam-se abaixo do ponto de
descarga de duas ETE. As bactérias forma coletadas, incubadas, replicadas e
isoladas a partir de um procedimento de enriquecimento seletivo. A quantidade
de organismos isolados neste ponto do trabalho foi de 180 cepas provenientes
das amostras da ETE hospitalar e 205 provenientes da ETE da planta
industrial. Seis agentes antimicrobianos foram usados como representantes
das diferentes classes de antibióticos: amoxicilina, oxitetraciclina, cloranfenicol,
sulfametaxozole, gentamicina e ciproflaxicina. O comportamento resultante
com relação a percentagem de organismos resistentes as drogas estudadas,
encontra-se na tabela 2.6 45.
28
Tabela 2.6: Predominância de resistência a antibiótico de cepas de
Acinetobacter proveniente de esgoto hospitalar e de planta farmacêutica.
% de resistentes às drogas
Droga Hospital Planta farmacêutica
Amoxicilina 3,1 31,6
Ciprofloxacina 0 0
Gentamicina 3,1 12,3
Cloranfenicol 26,6 61,4
Oxitetraciclina 12,5 61,4
Sulfametaxozol 4,7 57,9
Fonte: GUARDABASSI et al., 199845.
A alta percentagem de resistentes entre as cepas provenientes da planta
farmacêutica é preocupante, chegando a ser dez vezes maior do que os de
origem hospitalar.
Uma outra observação com relação ao trabalho citado é o fato de que as
cepas isoladas apresentaram múltipla resistência aos antibióticos. A tabela 2.7
a seguir apresenta estes resultados45.
Tabela 2.7: Predominância de multipla resistência a antibiótico de cepas de
Acinetobacter proveniente de esgoto hospitalar e de planta farmacêutica.
% de isolados com o fenótipo
Fenótipo Hospital Planta farmacêutica
Sensível 64,1 8,8
Resistente a um antibiótico 29,7 28,1
Resistente a dois antibióticos 1,6 24,6
Resistente a três ou mais antibióticos 4,7 38,6
Fonte: GUARDABASSI et al., 199845.
Conclui-se com esses resultados que o uso indiscriminado de
antibióticos pode romper o balanço microbiano natural em favor das bactérias
resistentes e que, no caso particular das plantas farmacêuticas, seus efluentes
podem levar a seleção de bactérias resistentes no próprio esgoto. Em se
29
pensando no possível impacto ecológico gerado pelos resíduos da produção de
agentes antimicrobianos, há a necessidade do desenvolvimento de mais
pesquisas que permitam avaliar a disseminação de organismos com genes
resistentes a antibióticos no meio aquático45.
A avaliação da resistência de E. coli a antibióticos isolada em diferentes
ETE municipais amplia o entendimento quanto ao desenvolvimento de
organismos resistentes nestes ambientes. Em um estudo, 767 E. coli foram
isoladas e sua resistência a 24 antibióticos diferentes foi testada. Dentre eles
ampicilina, amoxicilina, gentamicina, tetraciclina e cefalosporina. Os
organismos foram selecionados a partir da coleta em 5 pontos diferentes a
saber: entrada do esgoto bruto, tanque de lodo ativado, efluente da ETE, corpo
receptor antes da descarga, corpo receptor após a descarga e lodo prensado.
Os resultados obtidos mostraram que E. coli apresentou resistência a 16 dos
24 antibióticos estudados, isto é, para 33% dos organismos os antibióticos se
mostraram 100% efetivos. Em específico para as penicilinas a resistência
apresentada foi de 18%, para as cefalosporinas de 11% e para as quinolonas
de 2% 44.
Não se encontra até o presente momento na literatura estudos de
resistência a antibióticos desenvolvidos com organismos isolados em regiões
tropicais. Não há informações sobre a atividade biológica dos PPCPs nestas
regiões. Ainda é incipiente a quantidade de dados sobre a ecotoxicologia de
fármacos e seus metabólitos. Há a necessidade do desenvolvimento de
pesquisas nesta área pois a questão do desenvolvimento de organismos
resistentes é bastante preocupante. A seletividade natural favorece esses
organismos, o que faz com que seu código genético seja repassado e esta
alteração é irreversível.
2.5 Degradação de contaminantes orgânicos por POA
A crescente demanda por produtos industrializados levou a necessidade
do desenvolvimento de tecnologias para a destruição ou desintoxicação de
efluentes com OWCs. Os processos oxidativos avançados estão sendo
30
exaustivamente estudados para uma diversidade de substâncias visando a
mineralização das mesmas.
A importância dos POA pode ser observada a partir do crescente
número de pesquisas publicadas a partir da década de noventa (1990)
envolvendo uma diversidade de compostos químicos. A tabela 2.8 apresenta
algumas substâncias estudadas. As pesquisas centram-se em compostos
utilizados em indústrias têxteis, de papel e nos poluentes orgânicos
persistentes (POP). Com relação aos compostos farmacêuticos, ainda
carecemos de estudos específicos.
Tabela 2.8: Estudos de degradação de compostos químicos por POA.
Substância estudada Referência
Corantes48,49
RODRIGUEZ et al., 2002, KANG et
al., 1999
Pigmentos47 KANG et al., 1999
Organoclorados50,51,47
CHAMARRO et al., 2001,TROVÓ et
al., 2005, PIGNATELLO, 1992
BTX52,53
SAFARZADEH-AMIRI et al., 1997;
TIBURTIUS et al., 2005
aminas aromáticas54 CASERO et al., 1997
Chorume55 LANGE et al., 2007
compostos
farmacêuticos56,57,58,59,60,61,62
ZWIENER et al., 2000; DOLL et al.,
2003, LOPEZ et al., 2003; HUBER et
al., 2003; ANDREOZZI et al., 2005;
TERNES et al., 2003, TROVÓ et al.,
2008
derivados aromáticos50 CHAMARRO et al., 2001
compostos biorecalcitrantes em
efluentes de indústria têxtil48
RODRIGUEZ et al., 2002
produtos de higiene pessoal55 TERNES et al., 2003
Fenol63 WILL et al., 2004
Herbicidas51 TROVÓ et al., 2005
31
Herbicidas organoclorados como 2,4-D e 2,4,5-T foram tratados com
reagente de Fenton e Fenton/Fe3+ com e sem radiação UV. A degradação com
irradiação a 300 nm se mostrou mais eficaz, levando ao desaparecimento dos
herbicidas em menos de 2 h de reação. Este processo foi sensível a pH e altas
concentrações de H2O2 e promoveram a mineralização total dos contaminantes
estudados47.
A degradação de BTX (benzeno, tolueno e xileno) em água foi avaliada
comparando-se os POAs foto-peroxidação, foto-Fenton e foto-degradação
mediada por oxalato de Ferro (III). A degradação que se mostrou mais eficiente
foi a que utilizou foto-degradação mediada por oxalato de Ferro (III). A
degradação destes POPs foi total em um período de 30 min de reação. Em
termos de consumo de energia, kWh, este processo também mostrou-se mais
eficiente que os demais52.
Um estudo para medir a eficiência da conversão de aminas aromáticas
cancerígenas presentes em efluentes líquidos em produtos por clivagem do
anel, foi realizado utilizando-se reagente de Fenton. O tratamento oxidativo
realizado durante 1 h à temperatura ambiente mostrou uma taxa de remoção
que variou em torno de 99,9%. A tabela 2.9 apresenta estes resultados 54.
Tabela 2.9: Eficiência de conversão de aminas cancerígenas em produtos
degradados utilizando reagente de Fenton
Amina Eficiência de remoção (%)
o-dianisidina 99,99
1-naftilamina 99,97
2-naftilamina 99,95
3,3’-diclorobenzidina 99,99
p-anisidina 99,85
4-cloroanilina 99,74
2,4-diaminotolueno 99,99
o-tolidina 99,88
anilina 99,93
Fonte: CASERO et al., 199754.
32
Com o objetivo de comparar diferentes métodos de oxidação, um estudo
entre a foto-peroxidação, reagente de Fenton e foto-Fenton foi aplicado para
efluentes de uma planta de manufatura de corantes. A remoção de cor e da
DQO deste efluente foram os parâmetros utilizados para avaliação. Em 2 horas
de reação, a oxidação por foto-Fenton levou a uma remoção de 80% na DQO e
90% na cor49.
O balanço de massa das concentrações dos produtos farmacêuticos
presentes no afluente e no efluente de uma ETE mostra que os mesmos não
são removidos com os tratamentos atualmente utilizados. A presença de
fármacos como AAS, Ibuprofen, diclofenaco, ácido clodibrico, e ácido
fenofíbrico em águas profundas e superficiais confirmam esta questão26.
Estudos da oxidação destes fármacos utilizando POA desenvolvidos como
novas tecnologias para o tratamento de efluentes. Um estudo realizado nas
águas do rio Ruhr, na Alemanha, que recebe carga de ETE, mostrou que a
percentagem de redução a partir de reação com O3 (5,0 mg/L) e H2O2 (1,8
mg/L) durante 10 min, em amostras de águas superficiais contaminadas, foi de
92% para o ácido clofibrico, 88% para ibuprofen e 3,2% para o diclofenaco56.
Todos os trabalhos apresentados indicam para a possibilidade do uso de
POA como tratamento mas não como único, há a necessidade da combinação
com tratamentos físicos e/ou biológicos pois o rendimento para cada caso é
bastante variável, como pode ser observado.
2.6 OWCs: antibióticos penicilânicos
Os efluentes de uma indústria farmacêutica são provenientes dos
processos de lavagem das linhas de produção e se caracterizam por baixo
fluxo e pequena carga poluidora. Ocorre que os efluentes gerados na
formulação de antibióticos têm baixa biodegradabilidade e praticamente uma
única substância ativa. Isto se deve ao fato de que a linha de produção de
penicilânicos é isolada das demais linhas industriais e sua carga de efluentes é
descarregada em um reservatório exclusivo. Como os antibióticos são
compostos bioinibidores, há a necessidade de um pré-tratamento químico para
estes efluentes antes de sua descarga em uma estação de lodo ativado 64.
33
2.6.1 Degradação de antibióticos penicilânicos utilizando POA
Diversas técnicas de oxidação estão sendo avaliadas atualmente com
relação a degradação de antibióticos penicilânicos. Degradações utilizando O3,
O3/H2O2 e reagente de Fenton têm sido descritas na literatura.
A degradação de antibióticos de uso humano (penicilina VK, ceftriaxona
sódico) e veterinário (enroflaxina), usando O3 e O3/H2O2 foi avaliada utilizando-
se amostras sintéticas das formulações. As substâncias ativas presentes
nestas amostras foram a penicilina VK (grupo das penicilinas), a enrofloxacina
(grupo das quinolonas) e o ceftriaxona sódico (grupo das cefalosporinas). O
efeito do pH, da DQO inicial e da concentração de H2O2 foram medidos e a
concentração de O3 foi mantida constante, na ordem de 2,96 g/h. A redução de
DQO, em pH=7, foi de 74% para ceftriaxone sódica, 69% para penicilina VK e
88% para enroflaxina. Os resultados obtidos mostraram que a ozonização é um
bom método para uso como pré-tratamento de efluentes em pH neutro 64.
Os efluentes da produção industrial de amoxicilina triidratada (AMX)
foram estudados com o objetivo de avaliar a sua degradação frente aos
oxidantes ozônio e ozônio/peróxido de hidrogênio em diferentes pH. Avaliou-se
também a capacidade de degradação dos resíduos da oxidação por tratamento
biológico. O parâmetro utilizado para este estudo foi a remoção da DQO. Para
avaliação da biodegradabilidade a razão DBO5/DQO foi utilizada como
parâmetro. A DQO inicial deste efluente é de 830 mg de O2/L e seu pH = 6,9.
Os estudos de degradação ocorreram durante o período de 1 h e a
concentração de O3 utilizada foi de 2.500 mg/(L h). Os resultados obtidos
mostraram que o melhor rendimento (remoção de DQO) foi para a oxidação
com O3/H2O2, 82%, com o uso de 2,0 mM de H2O2 em pH = 10,5 (tamponado).
Para este caso, a biodegradabilidade, DBO5/DQO, variou de 0,02 (t= 0 min) a
0,45 (t= 360 min) indicando a possibilidade de tratamento biológico65.
Um outro estudo mostra a avaliação do uso dos POA fotólise,
ozonização, fotoozonização, fotoperoxidação, reagente de Fenton, foto-Fenton,
Fenton/Fe3+ e foto-Fenton/Fe3+ na degradação de efluente da produção
industrial de AMX em diferentes pH. O parâmetro usado para avaliar a
degradação foi a DQO e a biodegradabilidade DBO5/DQO. As características
34
iniciais do efluente são: pH= 6,95, DQO= 1.555 mg O2/L, DBO5= 0 mg. O2/L.
Os resultados obtidos encontram-se na tabela 2.10.
Tabela 2.10: Resultados obtidos a partir da degradação por diferentes POA de
eflluente industrial da produção de AMX.
Processo de oxidação DBO5/DQO Remoção de DQO (%)
Efluente in natura 0,000 0
O3/ pH=3 0,083 15
O3/ pH=7 0,080 28
O3/ pH=11 0,078 49
Fotólise/ pH=7 0,000 0
H2O2(40mM)/ pH=7 0,009 11
H2O2(30mM)/ pH=7 0,007 22
Foto-Fenton/ pH=3 0,007 56
Foto-Fenton/Fe3+/ pH=3 0,045 66
Fenton/ pH=3 0,010 61
Fenton/Fe3+/pH=3 0,008 46
Fonte: ARSLAN-ALATON et al., 200465.
Os resultados obtidos mostraram uma baixa biodegradabilidade dos
resíduos gerados pela oxidação do efluente de AMX. Estudos com o substrato
ativo (AMX) mostraram uma remoção de COT na ordem de 56% utilizando-se
foto-Fenton em pH=3, indicando a remoção do ingrediente ativo AMX nestas
condições. Maiores investigações sobre o comportamento dos resíduos da
degradação por POA em uma estação de lodo ativado precisam ser realizados
para obter resultados mais confiáveis 65.
A degradação por Fenton/Fe3+ e foto-Fenton/Fe3+ bem como a
toxicidade dos resíduos gerados foi avaliada para a formulação do antibiótico
injetável penicilina G. A melhor taxa de remoção da DQO foi obtida para o foto-
Fenton/ Fe3+, 56%, nas seguintes condições experimentais: [Fe3+ ] = 1,5 mmol
L-1, [H2O2] = 25 mmol L-1, pH=3, DQO0 = 585 mg O2/L, para um tempo de
tratamento de 30 min. A biodegradabilidade, BDO5/DQO, também foi avaliada e
atingiu 0,45 após aplicação do foto-Fenton/ Fe3+, o que mostra boa degradação
35
biológica para os resíduos formados. Com relação a redução de COT, uma
redução de 42% foi obtida após tratamento oxidativo. Como os efluentes da
produção de antibióticos contêm altas concentrações de compostos refratários,
eles podem inibir a atividade do processo de lodo ativado e provocar efeitos
tóxicos nos organismos aquáticos dos corpos de água onde são lançados após
o tratamento. Um estudo de toxicidade aguda para Daphnia magna nas
condições experimentais propostas para o foto-Fenton/ Fe3+, não indicou
toxicidade aguda levando a conclusão de que este é um pré-tratamento
adequado para este tipo de efluente 66.
Um outro estudo para efluente da penicilina G injetável objetivou avaliar
a degradação do mesmo utilizando ozonização e peroxiozonização. Também
foi feito um estudo de biodegradabilidade e toxicidade aguda para os resíduos
gerados pela degradação além de avaliar a capacidade de inativação do lodo
ativado pelos mesmos. Os resultados obtidos mostraram que os efluentes da
formulação de antibióticos são uma preocupação devido ao potencial tóxico e
alta resistência a degradação por microorganismos. Esta alta resistência e
toxicidade podem ser minimizadas por diferentes processos químicos utilizados
como tratamento combinado. Os resultados mostraram que a peroxiozonização
conduzida a pH=7 e com concentração inicial de H2O2 de 10 mmol L-1, levou a
melhor razão DBO5/DQO, mas este tratamento não remove completamente a
toxicidade, logo não garante um bom rendimento na estação de lodo ativado 67.
2.7 Investigação de efeitos tóxicos e mutagênicos
Os efluentes industriais e domésticos são caracterizados como misturas
complexas entre compostos orgânicos e inorgânicos. Essa complexidade não
permite que se determine a nocividade dos mesmos baseando-se apenas em
análises químicas. O desenvolvimento de sistemas-teste biológicos,
combinados com análises químicas, permitem o levantamento de dados com
base científica que levam a regulamentação da descarga de substância
potencialmente perigosas no meio ambiente 68.
A introdução do sistema-teste Allium cepa para a avaliação de efeitos
citogenéticos ocorreu em 1938. Desde então, este sistema têm sido usado
36
largamente como material biológico para ensaios em laboratórios devido ao
rápido crescimento de suas raízes e também da resposta do material genético
na presença de substâncias com potencial citotóxico e genotóxico em soluções
aquosas 69,70,71,72.
O sistema teste Allium cepa é adequado para se avaliar a
genotoxicidade em efluentes industriais. Se o sistema for aplicado a misturas
complexas de substâncias com níveis tóxicos desconhecidos é recomendada a
medida do crescimento radicular após a avaliação da genotoxicidade 68. A
inibição do crescimento das raízes no Allium cepa é um método adequado para
avaliar-se a presença de substâncias tóxicas em diferentes concentrações. A
simplicidade desse teste é uma das razões que fez com que as agencias
internacionais de proteção ao meio ambiente o recomendassem como método
para estimar a poluição e toxicidade causada por efluentes industriais e
domésticos. O efeito macroscópico no crescimento das raízes de A. cepa
podem ser claramente observados em água de rio dopada com íons Cu, Zn e
Pb71.
Com relação ao potencial tóxico de uma substância, alguns autores se
utilizam da Diretiva Norte-Americana 93/67/EEC para interpretar a questão.
Esta Diretiva adota a seguinte classificação de acordo com a EC50 (menor
concentração que elimina 50% dos organismos) 12:
EC50 < 1 mg/L =» muito tóxico
1 mg/L < EC50 < 10 mg/L =» tóxico
10 mg/L < EC50 < 1 g/L =» perigoso para organismos aquáticos
Estudos utilizando bactérias e algas como bioindicadores de toxicidade
mostraram com base na Diretiva 93/67/EEC, que os antibióticos oflaxacina,
eritromicina, clortetraciclina, oxitetraciclina e tilosina encontram-se na classe de
muitos tóxicos. Esse estudo conclui que efluentes de ETE descartados sem um
tratamento adequado podem causar efeitos adversos nos organismos
aquáticos 11.
O controle do descarte de efluentes líquidos no corpo receptor é
estabelecido, no Brasil, por legislação federal, CONAMA 357/0573, que
especifica as substâncias e padrões numéricos de emissão. Ao se considerar a
grande quantidade de substâncias passíveis de serem lançadas no ambiente
aquático por atividades industriais, verifica-se que o número é muito maior do
37
que as que foram estabelecidas pela legislação. A identificação e detecção de
todas as substâncias presentes em efluentes de natureza química complexa é
inviável tanto analítica quanto economicamente. Ainda que padrões fossem
estabelecidos, não seria possível estimar os efeitos que essas substâncias
apresentam sobre a biota aquática74.
O controle de efluentes complexos pode ser realizado através de testes
de toxicidade. Neste teste, organismos são expostos a várias concentrações do
efluente, verificando-se o efeito do mesmo sobre os organismos-teste. Este
efeito traduz o resultado final das ações aditivas, antagônicas e sinérgicas das
substâncias biodisponiveis que os compõem 74.
Enquanto as análises químicas identificam e quantificam as substâncias
que compõem um efluente os testes de toxicidade avaliam o efeito do efluente
sobre sistemas biológicos que reagem a uma situação global, isto é, ao
efluente como um todo. As vantagens dos testes de toxicidade são:
possibilidade de ser avaliada a toxicidade conjunta de todos os constituintes de
um efluente de natureza química complexa; possibilidade de se avaliar a
redução do efeito tóxico ao se limitar a um único parâmetro (toxicidade), a
possibilidade de também se avaliar a biodisponibilidade e as interações dos
constituintes e de se obter o fator de diluição que promoverá a redução da
toxicidade, mesmo sem o conhecimento exato de quais ou quantas substâncias
estão sendo geradas 75.
Apesar da dificuldade de se estabelecer uma relação entre
contaminantes do meio ambiente e espécies vivas a comunidade cientifica
admite que a saúde humana depende diretamente da saúde do ambiente e que
a contínua degradação desse meio ameaça a qualidade de vida da população.
Muitos organismos são atualmente utilizados como bioindicadores da
avaliação de possíveis contaminantes de origem naturais ou provocadas pelo
homem. Em ambientes aquáticos são utilizados moluscos, vermes bentônicos,
esponjas, anfíbios e peixes. Em ambientes terrestres, aquáticos, e na
atmosfera tem se usado plantas como Tradescantia, Allium cepa e Vicia faba 76.
A toxicidade aguda e crônica pode ser avaliada utilizando-se crustáceos
como a Daphnia magna, a Artemia salina, peixes como o Brachydanio rerio
além de algas diversas. Estudos com esses organismos são fundamentais
38
para, por exemplo os antibióticos, pois os mesmos são solúveis em água,
biologicamente ativos, com baixa biodegradabilidade, potencialmente
bioacumulativos e persistentes no ambiente 77. Drogas com estas
características podem exercer efeitos nos organismos terrestres e aquáticos
quando liberadas no meio ambiente.
A avaliação de drogas como tetraciclina, oxitetraciclina, estreptomicina,
bacitracina, eritromicina, flumequina entre outras de uso veterinário foram
realizadas e mostraram potencial tóxico quanto a reprodução de organismos
como a Daphnia magna 77.
Para Artemia salina, estudos de toxicidade aguda mostraram que EC50
foram encontrados para concentrações de 34,06 mg/L de bacitracina e de
283,1 mg/L de limcomicina 78.
Estudos utilizando bactérias e algas como bioindicadores de toxicidade,
mostram que os antibióticos oflaxacina, eritromicina, clortetraciclina,
oxitetraciclina e tilosina encontram-se na classe de muitos tóxicos. Este estudo
conclui que efluentes de ETE descartados sem um tratamento adequado
podem causar efeitos adversos nos organismos aquáticos 12.
Entre os bioensaios de mutagênese, as plantas apresentam uma série
de vantagens, com relação ao uso de animais entre elas: (a) as técnicas de
detecção de mutagênese são de rápida execução e de baixo custo; (b) o tempo
de geração de muitas plantas é curto, o que permite verificar os efeitos em
gerações subseqüentes; (c) vários indicadores podem ser usados, como, por
exemplo, variações cromossômicas, mutações gênicas, alterações foliares, no
embrião e nos grãos de pólen; (d) os modelos utilizados para análise de
alterações cromossômicas apresentam cromossomos grandes, o que tornam
estes modelos convenientes para análise citogenética; (e) podem ser usadas
para estudos in situ ou ex situ; (f) vários estudos mostram correlação positiva
entre os efeitos observados nas plantas e aqueles observados em modelos de
mamíferos, o que facilita a detecção de genotoxidade, uma vez que a utilização
de modelos animais faz-se, muitas vezes, complexa, mais dispendiosa e
demorada; (g) constituem testes altamente sensíveis (poucos falso-negativos)
na predição de genotoxidade79.
O Allium cepa tem sido indicada como um eficiente organismo-teste de
citotoxicidade e mutagenicidade, devido às características que possui na sua
39
cinética de proliferação, pelo crescimento rápido de suas raízes, pelo grande
número de células em divisão, pela sua alta tolerância a diferentes condições
de cultivo, pela sua disponibilidade durante o ano todo, pelo seu fácil manuseio
e por possuir cromossomos em número reduzido (2n=16) e de grande tamanho 70. O uso do Allium cepa tem crescido, principalmente para o monitorar os
impactos derivados de emissão de efluentes em rios 80. A contagem da
incidência de aberrações cromossômicas e de micronúcleos em células de
meristemas radiculares fornece um método fácil para se estudar os efeitos de
diferentes agentes mutagênicos como compostos de mercúrio, selênio, zinco e
cádmio, bem como de pesticidas 70,76,81.
Os resultados positivos obtidos pelo teste de Allium cepa devem ser
considerados como uma indicação de que a substância química testada
também pode causar danos biológicos em outros organismos70.
A Artemia salina é um pequeno crustáceo da ordem Anostraca. Esse
crustáceo tem sido utilizado em testes de toxicidade devido a possibilidade de
avaliar efeitos de um contaminante em um organismo sob condições
controláveis, permitindo a comparação com diferentes contaminantes ou
espécies testadas. A eficiência deste teste reside no fato de o mesmo ser
simples, de baixo custo e de fácil implantação como ensaio de rotina. Esse
teste minimiza os problemas de ordem biológica, técnica e de custo pois os
cistos secos para eclosão são fáceis de serem obtidos82.
A resposta rápida desse organismo a substâncias químicas ou de
misturas complexas permite o uso Artemia salina em testes de toxicidade. A
avaliação da eclosão, letalidade e comportamento locomotor e morfológico
desse organismo frente a quatro inseticidas ((1)O,S-dimetil acetil fosfor-
amidotioato; (2) O,O-dietil-3,5,6-tricloro-2piridil fosforotioato; (3) dimetil(E)-1-
metil -2-(metilcarbonil)vinil fosfato; (4) O-(4-bromo-2-clorofenil)O-etil-S-propil
fosforotioato) provou que o ensaio pode ser considerado simples e preciso na
determinação de toxicidade83.
2.8. Biodegradabilidade
40
Os processos de tratamento biológico de um efluente ocorrem por
mecanismos biológicos envolvendo consórcios de microorganismos que
realizam reações de oxidação e/ou redução com alta eficiência e baixo custo.
Estes processos reproduzem os processos naturais que ocorrem em um corpo
receptor após o lançamento dos despejos. Em uma ETE de lodo ativado as
reações de oxi-redução se desenvolvem em condições controladas e em taxas
mais elevadas de eficiência84. Embora a oxidação da matéria orgânica seja
uma maneira barata de minimizar o impacto dessas substâncias no ambiente,
nem sempre o uso dessa tecnologia é possível. Isso acontece porque muitas
moléculas não são biodegradáveis, isto é, não são assimiladas biologicamente
ou podem ser tóxicas aos microorganismos 85.
A tratabilidade biológica de um efluente é avaliada pela demanda
bioquímica de oxigênio (DBO5). A DBO5 retrata a quantidade de oxigênio
requerida para estabilizar, por meio de processos bioquímicos, a matéria
orgânica. É uma indicação indireta do carbono orgânico biodegradável 86. Por
outro lado, a recalcitrância dessa mesma carga orgânica pode ser avaliada
pela demanda química de oxigênio (DQO), que é obtida após oxidação drástica
em meio ácido (equação 2.1).
10 CxHyOz + n Cr2O7 2- + 4H+ 10 x CO2 + 2nCr3+ + (2n+5y) H2O (2.1)
Onde n= 4x+y-2z
Para um efluente, sob condições normais, a relação DQO/DBO permite
tirar-se conclusões sobre sua biodegradabilidade e portanto, do processo de
tratamento a ser dotado.
Para um dado efluente, se a relação DQO/DBO5 < 2,5 o mesmo é
facilmente biodegradável. Se a relação 5,0 <DQO/DBO5 > 2,5 este efluente irá
exigir cuidados na escolha do processo biológico para que se tenha uma
remoção desejável de carga orgânica e se DQO/DBO5 > 5, então o processo
biológico tem pouca chance de sucesso, e a oxidação química aparece como
um processo alternativo (Figura 2.5) 85.
Alguns autores consideram a razão DBO5/DQO como parâmetro para
avaliação da biodegradabilidade. A razão DBO5/DQO ≥ 0,5 indica degradação
Ag + calor
41
biologia rápida 87, para valores menores do que 0,5 possivelmente substâncias
químicas recalcitrantes estejam presentes 50,87.
Figura 2.5: Valores de DQO e DBO indicativos da tratabilidade de um
efluente: biorefratário, pode ser biodegradável e biodegradável.
Fonte: JARDIM e CANELA, 200485.
2.9. Produção de antibióticos beta-lactâmicos e tratamento do efluente gerado
Em termos industriais, no Brasil, a produção de antibióticos utiliza a
formulação como processo predominante. Este processo gera quantidades
moderadas de efluentes dependendo da variação operacional de produção,
influindo dessa forma na qualidade e quantidade dos efluentes gerados. O
processo de formulação de antibióticos como AMX e AMP (figura 2.6) leva a
um aumento da concentração de PhACs nos efluentes, tornando os sistemas
de tratamento com lodo ativado inadequados e aumentando a toxicidadde
desse efluente para os organismos aquáticos dos corpos d’água receptores 16,46,77,88.
A química dos antibióticos penicilânicos é dominada pelas reações do
anel carbonila altamente reativo β-lactama, normalmente pela promoção de
42
ataques nucleofílicos. A presença de grupos elétron-retirantes ao lado da
carbonila β-lactâmica é que leva a ativação para um ataque nucleofílico 89.
Figura 2.6: Estrutura da ampicilina (AMP) e da amoxicilina (AMX)
A hidrólise em meio ácido ou em meio básico das penicilinas promove a
abertura do anel β-lactama. A figura 2.7 apresenta a hidrólise ácida e básica
para a penicilina89,90.
N
S
O COOH
CH3CH3
NHC
O
R
H+ NH
HS
COOH
CH3CH3
N
OO
R
PenicilinaÁcido penicilênico
Penicilina
N
S
O COOH
CH3CH3
NHC
O
R
OH-
pH 10-11
HN
S
HO2C CO2H
CH3CH3
NHC
O
R
Ácido penicilóico Figura 2.7: Produtos da hidrólise ácida e básica das penicilinas.
Fonte: Arnott, 199589 e SOLOMONS, 199690.
As indústrias farmacêuticas produtoras de formulações para antibióticos
como AMX e AMP, utilizam o método de hidrólise básica como forma de pré-
tratamento de seus efluentes da linha de produção antes de descartá-los em
suas ETE. As ETE normalmente utilizam tratamento biológico (lodo ativado),
pois não há legislação específica para o tratamento desse tipo de efluente,
somente uma indicação de inativação da substância.
Com relação ao processo de hidrólise básica, não se têm informações
quanto ao seu rendimento à temperatura ambiente nem tão pouco quanto à
questão da contaminação ambiental por mercúrio (Hg) presente no hidróxido
NH2 O
HNCCH
NO
S
CH3
CH3
CO2-Na+
Ampicilina Amoxicilina
NH2 O
HNCCH
NO
S
CH3
CH3
CO2H
HO. H2O3
43
de sódio (NaOH) comercial utilizado na reação. A reversibilidade da reação em
função da atividade do lodo ativado e dos processos fotoquímicos que ali
ocorrem não se encontra descrita na literatura.
2.10 LEGISLAÇÃO AMBIENTAL
O Ministério do Meio Ambiente, por meio do Conselho Nacional do Meio
Ambiente (CONAMA), é quem tem competência para regulamentar as
questões pertinentes ao meio ambiente no Brasil. Usando de suas atribuições,
ele mesmo aprovou a Resolução nº 357, de 17 de março de 200573. Nesta
resolução o CONAMA “Dispõe sobre a classificação dos corpos de água e
diretrizes ambientais para o seu enquadramento bem como estabelece as
condições e padrões de lançamento de efluentes, e dá outras providências.”.
Em seu Art. 2º, item VII, define carga poluidora como “quantidade de
determinado poluente transportado ou lançado em um corpo de água receptor,
expressa em unidade de massa por tempo.”
Em seu capítulo IV, dispõe sobre as condições e padrões de lançamento
de efluentes. No Art. 27, tem-se “É vedado, nos efluentes, o lançamento dos
Poluentes Orgânicos Persistentes – POPs∗ mencionados na Convenção de
Estocolmo. Ratificada pelo Decreto Legislativo nº 204, de 7 de maio de 2004.
Já em seu Art. 34, §1º deste mesmo capítulo define que “O efluente não deverá
causar ou possuir potencial para causar efeitos tóxicos aos organismos
aquáticos no corpo receptor, de acordo com os critérios de toxicidade
estabelecidos pelo órgão ambiental competente”.
O que pode ser observado é que a legislação não prevê especificamente
as condições para lançamento de efluentes da produção de produtos
farmacêuticos. As únicas condições a serem seguidas são as estabelecidas
pelo §4º do Art. 34 que define as condições de lançamento de efluentes com
relação a pH (5 a 9), temperatura (inferior a 40 ºC, sendo que a variação de
temperatura do corpo receptor não deverá exceder a 3 ºC na zona de mistura),
entre outras.
∗ POPs: aldrin, chlordane, dieldrin, DDT, endrin, heptachlor, hexaclorobenzeno, mirex, toxophene, PCBs, dioxinas e furanos
44
Com relação à Comunidade Européia, a questão de riscos ambientais
está prevista na sua legislação. Através da Diretiva 67/548/EEC, as
substâncias são classificadas de acordo com dados experimentais para
toxicidade aguda, degradação, coeficiente de partição (Kow) n-octanol-água e
fator de bioconcentração (BCF). Os compostos são designados como
“perigosos para o ambiente aquático” e rotulados de acordo com o seguinte
critério 91:
R50 - “muito tóxico para organismos aquáticos”:
- toxicidade aguda (LC50 (peixe) ou EC50 (Daphnia) ou IC50 (alga)) ≤ 1,0 mg/L;
R50 e R33 – “muito tóxico para organismos aquáticos e pode causar a
longo prazo efeitos adversos no ambiente aquático”:
- toxicidade aguda ≤ 1,0 mg/L;
- compostos não são rapidamente degradados (log Kow ≥ 3);
- experimentalmente seu fator de bioconcentração (BCF) ≤ 100;
R51 e R53 – “tóxico para organismos aquáticos e podem causar a longo
prazo efeitos adversos no ambiente aquático”:
- 1 mg/L < toxicidade aguda ≤ 10 mg/L;
- compostos não são rapidamente degradados (log Kow ≥ 3);
- experimentalmente seu fator de bioconcentração (BCF) ≤ 100;
R52 e R53 – “prejudicial aos organismos aquáticos e pode causar a
longo prazo efeitos adversos no ambiente aquático”:
- 10 mg/L < toxicidade aguda ≤ 100 mg/L;
- os compostos não são rapidamente degradados (log Kow ≥ 3);
- experimentalmente seu fator de bioconcentração (BCF) ≤100.
2.10.1 Licenciamento ambiental para indústria farmacêutica
O licenciamento ambiental de uma indústria farmacêutica deve seguir as
normas da Agência Nacional de Vigilância Sanitária (ANVISA) e da Agência
Ambiental de Goiás.
As instalações da ETE devem atender às recomendações da ABNT,
NBR 570/9092 que trata da construção de estações de tratamento de esgotos e
NBR 9.800/8793 que trata do lançamento de efluentes industriais na rede
pública de esgotos.
45
O licenciamento ambiental de uma indústria farmacêutica requer a
análise físico-química e bacteriológica do efluente produzido, memorial de
caracterização do empreendimento e, para as indústrias já instaladas e que
não possuem estação de tratamento de efluentes, um termo de compromisso
de ajuste de conduta deve ser firmado junto à Agência Ambiental.
Para as indústrias que produzem fármacos antimicrobianos, alguns
estudos devem ser realizados periodicamente, entre eles o estudo da
inativação dos antimicrobianos eliminados na ETE, que deve ser renovado a
cada 120 dias.
Essas indústrias devem possuir ainda um Plano de Gerenciamentos de
Resíduos do Serviço de Saúde (PGRSS) e seus resíduos sólidos devem ser
tratados de acordo com a RDC 358 de 200594 e NBR 10.004/200495.
A lei estadual de Goiás nº 8.54496 de 17 de outubro de 1978 deve ser
observada pois regulamenta o controle da poluição do meio ambiente.
Considerando-se a abordagem ambiental apresentada, observa-se a
necessidade do desenvolvimento de uma metodologia adequada ao tratamento
de efluentes industriais que vise a inativação de resíduos dos antibióticos
amoxicilina e ampicilina. O uso dos Processos Oxidativos Avançados (POA)
mostra-se promissor para diversos poluentes orgânicos, incluindo antibióticos.
No próximo capítulo apresentam-se as metodologias adotadas e os
procedimentos experimentais para os POA testados na degradação dos
antibióticos beta-lactâmicos amoxicilina e ampicilina. Apresentam-se também,
diferentes técnicas para estudo da toxicidade dos produtos formados pela
oxidação desses antibióticos.
46
CAPÍTULO 3 MATERIAIS E MÉTODOS
47
3. Materiais e Métodos
Este capítulo constitui-se da descrição metodológica das diversas etapas
desenvolvidas durante este trabalho para avaliação da degradação de
antibióticos beta-lactâmicos presentes em efluente de indústria farmacêutica.
Primeiramente descreve-se a metodologia adotada para a avaliação do
impacto gerado em uma ETE de indústria farmacêutica produtora dos
antibióticos AMX e AMP, pelo lançamento dos efluentes de produção tratados
pelo método convencional (hidrólise básica). A segunda etapa se constitui da
caracterização dos poluentes e dos testes realizados para oxidação de
amostras sintéticas de AMX e AMP por Processos de Oxidativos Avançados
(POA)∗. Na terceira etapa, definiu-se o processo com melhor rendimento a um
menor custo, avaliou-se a redução da DQO promovida pelo processo e a
toxicidade dos produtos formados pela oxidação. Finalizando, realizaram-se
ensaios de biodegradabilidade com efluente industrial bruto submetido ao
processo oxidativo pelo reagente de Fenton.
Todos os reagentes necessários para a execução desse trabalho são
disponíveis comercialmente. A AMX PA e AMP PA utilizadas para a preparação
das soluções padrão bem como as comerciais para preparação das soluções
sintéticas foram gentilmente cedidas por uma indústria farmacêutica localizada
em Goiás.
O desenvolvimento experimental dos processos de oxidação deu-se em
várias etapas. Na primeira, os ensaios foram realizados a partir de soluções
sintéticas de AMX e AMP, avaliando-se a redução dos analitos, o que ocorreu
até a definição do POA com melhor rendimento. De posse dos resultados,
definiu-se o processo com reagente de Fenton. Em uma segunda etapa,
avaliou-se a redução da DQO a partir de soluções sintéticas dos antibióticos,
considerando-se os resultados obtidos na etapa anterior para o processo
Fenton. A partir destes resultados, realizaram-se os ensaios de toxicidade e
mutagenicidade dos produtos formados na degradação, utilizando-se os
organismos teste Artemia salina e Allium cepa. Em uma última etapa, o
efluente bruto da produção industrial de AMX e AMP de uma indústria goiana
∗ Anexo 1
48
foi submetido ao processo de oxidação com reagente de Fenton para avaliação
de sua biodegradabilidade (DQO/DBO5).
Os materiais e a metodologia utilizada para o desenvolvimento deste
trabalho encontram-se apresentados a seguir. As análises e os ensaios
desenvolvidos foram realizados nas dependências do Laboratório de Química
Analítica e Ambiental do Instituto de Química da UnB, nos laboratórios de
Química e do centro de pesquisas REPLICON da UCG.
Toda a vidraria utilizada nos ensaios foi lavada com solução alcoólica de
hidróxido de potássio (KOH/EtOH) ou solução 10% de ácido nítrico (10%
HNO3) considerando-se as substâncias químicas analisadas e as
concentrações trabalhadas (orgânicos ou metais).
Os frascos de vidro utilizados na DQO em refluxo fechado foram
submetidos a tratamento de limpeza após cada análise para eliminar os
resíduos e armazenados para que possíveis contaminações fossem evitadas.
Os resíduos dessa análise foram devidamente armazenados para posterior
tratamento e descarte.
As amostras de efluentes para os ensaios de biodegradabilidade foram
coletadas em uma indústria farmacêutica de Goiás, em época de seca, para
que não houvesse interferência devido à diluição ocasionada pela entrada de
águas pluviais no sistema de tratamento da indústria. As coletas foram
realizadas no reservatório subterrâneo e no tanque de hidrólise do efluente
sempre ao final do período de produção do antibiótico.
3.1. Avaliação do impacto na estação de lodo ativado pelo lançamento de resíduo de hidrólise de antibióticos penicilânicos
Uma avaliação preliminar do impacto do lançamento de efluentes
hidrolisados do processamento dos penicilânicos (AMX e AMP) foi realizada
junto a uma indústria farmacêutica localizada em Goiás. Para a realização de
deste estudo, um volume de 3 m3 de efluente de antibióticos foi utilizado. Esse
efluente foi submetido à hidrólise básica conforme metodologia adotada pela
indústria: adicionaram-se 2,35 Kg de hidróxido de sódio (NaOH) comercial para
a reação básica, agitou-se o sistema, manteve-se a solução em repouso por 40
49
min e em seguida adicionaram-se 2,6 L de ácido clorídrico (HCl) PA para a sua
neutralização (pH=7).
Para avaliar os efeitos do descarte de efluentes hidrolisados na ETE, 3
amostras foram coletas em diferentes datas. Para cada amostra 2 pontos de
coleta foram escolhidos: um na entrada do sistema, amostrando o efluente
bruto (tanque de equalização) e outro na saída do sistema, onde tem-se o
efluente tratado (tanque de decantação). As amostras foram coletadas de
maneira composta com freqüência de 2 horas, armazenadas em frascos
plásticos e preservadas a 4 ºC, sendo o volume coletado por ponto de coleta
igual a 5 L. Para a primeira coleta de efluentes, considerou-se o funcionamento
da ETE com a recepção de todos os efluentes, menos os da produção de
penicilânicos. A segunda coleta foi realizada 48 h após o descarte dos
efluentes hidrolisados dos penicilânicos e finalmente a terceira coleta ocorreu 7
dias após este descarte.
A figura 3.1 apresenta um fluxograma da indústria farmacêutica
localizada em Goiás que forneceu os efluentes estudados. O efluente é
composto pelos produtos básicos da produção que são: medicamento (AMX
e/ou AMP), Eudragit®, talco, estearato de magnésio, corantes e dióxido de
titânio. A estes se somam os produtos para limpeza da linha de produção como
polietilenoglicol, ácool etílico e propanona além de detergentes especiais. O
sistema de tratamento da ETE dessa indústria é o de lodo ativado. Os efluentes
da linha de penicilânicos, após hidrólise básica e neutralização, são
descartados em um tanque de equalização onde se misturam aos efluentes
das demais linhas de produção e também ao esgoto sanitário da indústria.
Após o tratamento, o efluente final é descartado na rede pública de esgoto.
50
Figura 3.1: Fluxograma do efluente da linha de produção com destaque para a
linha de penicilânicos.
3.2 Procedimentos analíticos
3.2.1 Determinação espectrofotométrica de AMX e AMP em solução aquosa.
Análises espectrofotométricas de varredura foram realizadas em
soluções padrão de AMX e AMP. Estas varreduras foram realizadas para as
amostras contendo AMX nos intervalos de 250 a 300 nm e para AMP de 240 a
280 nm com o objetivo de determinar-se o λmax para cada espécie química,
Linha de Penicilânicos
Tanque de descarte de produtos de limpeza da linha de produção
(subterrâneo)
Tanque de hidrólise/ neutralização de penicilânicos
Demais linhas de produção, Esgoto sanitário, Rede pluvial
Tanque de equalização
Tanque de aeração
Tanque de decantação
Rede pública de esgoto
51
utilizando-se o espectrofotômetro GBC-911A. Quando necessário, para efeito
de confirmação de resultados, leituras de 190 a 800 nm foram realizadas.
As soluções estoque e padrão foram preparadas segundo CASS
(2003)97. Estes procedimentos encontram-se descritos a seguir.
a) Preparação de soluções estoque:
Solução 0,01 mol L-1 de KH2PO4:
1,6900 g de KH2PO4 foi pesado em balança analítica Mettler-Toledo (modelo
AG 202), transferido para um béquer, solubilizado em água destilada, levado a
um balão volumétrico de 1,0 L e seu volume completado. Após este
procedimento, o pH da solução foi ajustado para 5,0 utilizando-se NaOH 2,0
mol L-1.
Solução estoque 1,19 x10-3 mol L-1de AMX:
0,5000 g de AMX foi solubilizada em um béquer com solução 1,0 x10-2 mol L-1
de KH2PO4 com auxilio de banho ultrassônico Bransonic (modelo Branson
5210), em seguida transferida para um balão volumétrico de 1,0 L e seu
volume final ajustado com solução 1,0 x10-2 mol L-1 de KH2PO4. A solução
resultante foi transferida para um frasco de vidro âmbar, reservada em
geladeira por um prazo máximo de 30 dias.
Solução estoque 2,79 x10-3 mol L-1 de AMP:
1,0000 g de AMX foi solubilizada em um béquer com solução 1,0 x10-2 mol L-1
de KH2PO4 com auxilio de ultrassom, em seguida transferida para um balão
volumétrico de 1,0 L e seu volume final ajustado com solução 1,0x10-2 mol L-1
de KH2PO4. A solução resultante foi transferida para um frasco de vidro âmbar,
reservada em geladeira por um prazo máximo de 7 dias.
Solução padrão de AMX:
A partir da solução estoque de AMX, alíquotas foram retiradas e 6 padrões
foram preparados com as seguintes concentrações: 1,4 x10-4 mol L-1, 2,4 x10-4
mol L-1, 4,8 x10-4 mol L-1, 7,2 x10-4 mol L-1, 9,5 x10-4 mol L-1 e 1,2 x10-4 mol L-1.
52
Solução padrão de AMP:
A partir da solução estoque de AMP, alíquotas foram retiradas e 6 padrões
foram preparados com as seguintes concentrações: 3,2 x10-4 mol L-1, 5,4 x10-4
mol L-1, 1,08 x10-3 mol L-1, 1,62 x10-3 mol L-1, 2,16 x10-3 mol L-1e 2,69 x10-3 mol
L-1.
As soluções estoque foram transferidas para frascos de vidro âmbar,
devidamente rotuladas, e reservadas em geladeira até o momento de sua
utilização. As soluções padrão foram preparadas diariamente.
3.2.2 Avaliação da estabilidade das soluções estoque Para o estudo da validação da metodologia, 6 padrões foram preparados
a partir das soluções estoque, suas leituras repetidas a cada 7 dias, com um
intermediário no 3º dia da primeira semana, durante um período de 2 meses.
Este estudo mostrou que os padrões devem ser preparados diariamente
e que a solução estoque de AMX tem vida útil de 30 dias enquanto que a de
AMP apenas de sete dias.
3.2.3 Determinação da curva analítica As curvas analíticas foram obtidas a partir de soluções padrão
preparadas em tampão fosfato, pH=5. Os intervalos de concentração das
curvas foram de 1,4 x10-4 mol L-1, 2,4 x10-4 mol L-1, 4,8 x10-4 mol L-1, 7,2 x10-4
mol L-1, 9,5 x10-4 mol L-1e 1,19 x10-3 mol L-1para AMX e 3,2 x10-4 mol L-1, 5,4
x10-4 mol L-1, 1,08 x10-3 mol L-1, 1,62 x10-3 mol L-1, 2,16 x10-3 mol L-1 e 2,69
x10-3 mol L-1 para AMP. As leituras de varredura do espectro de absorção com
o espectrofotômetro GBC 901A permitiram a determinação do λmax para cada
uma das substâncias trabalhadas. Isto se fez necessário em função do máximo
de absorção observado para essas substâncias de acordo com as
concentrações trabalhadas nessa tese. Para AMX o λmax = 272 nm foi
estabelecido e para AMP λmax = 262 nm.
3.3 Realização das medidas de pH
53
As medidas de pH de todas as amostras foram realizadas antes e depois
de cada degradação.
As degradações de AMX e AMP definidas como ideais tiveram seu pH
acompanhado durante os 60 min de ensaio.
O pHmetro utilizado (DIGIMED modelo PH2) é constituído de eletrodo de
vidro combinado, com cloreto de potássio (KCl) como eletrólito de referência.
Diariamente o equipamento erai calibrado, com solução tampão 4,01 e 6,98 a
temperatura ambiente.
3.4 Obtenção dos espectros na região do Infravermelho (IR)
Os espectros de infravermelho (IR) para AMX e AMP foram obtidos de
acordo com a metodologia sugerida pela monografia para substâncias
medicinais e farmacêuticas da Farmacopéia Britânica (2000)98.
As amostras estudadas (AMX, AMP e resíduos sólidos das
degradações) foram previamente secos a vácuo, por um período de 4 h, e
encaminhados a Central Analítica do IQ/UnB para confecção das pastilhas em
KBr e obtenção do espectro.
3.5 Estudos para degradação de AMX e AMP
Em uma primeira etapa do trabalho, amostras sintéticas de AMX, 2,86
x10-3 mol L-1, e AMP, 3,23 x10-3 mol L-1, foram preparadas em água destilada.
Os seguintes processos de oxidação foram testados para estas amostras:
fotodegradação, peroxidação, fotoperoxidação, processo Fenton, foto-Fenton,
processo Fenton/Fe3+ e foto-Fenton/Fe3+. Os reagentes utilizados foram H2O2
PA 30% (m/v), solução de FeCl2 1,0 x10-2 mol L-1 , preparada pela dissolução
de Fe em ácido clorídrico concentrado a quente e padronizada, e de FeCl3 1,0
x10-2 mol L-1, preparada a partir do sal em meio acidificado com HClconc.. A
variação na concentração dos analitos AMX e AMP nas amostras sintéticas foi
aacompanhada por espectrofotometria de absorção no ultravioleta (UV). Para a
comparação entre os resultados obtidos nos diferentes ensaios para os
54
antibióticos, as concentrações utilizadas tanto de H2O2 como de Fe foram
mantidas constantes. A tabela 3.1 apresenta os volumes utilizados nos
diversos experimentos desta etapa do trabalho.
Tabela 3.1: Volume de reagente utilizado para a degradação de 200,0 mL de
solução de AMX e AMP.
POA/ Reagente
(mL) UV H2O2
H2O2/UV
Fentonfoto-
FentonFenton
/Fe3+
foto Fenton
/Fe3+
H2O2 - 1,0 1,0 1,0 1,0 1,0 1,0
FeCl2 - - - 10,0 10,0 - -
FeCl3 - - - - - 10,0 10,0
Os resultados obtidos para a redução do analito por espectrofotometria
no UV levaram à definição do POA a ser utilizado nas demais etapas do
trabalho em função do melhor rendimento e ao menor custo. A opção foi pelo
reagente de Fenton.
A etapa seguinte do trabalho envolveu a avaliação da variação da
relação AMX/H2O2, AMX/Fe e AMP/H2O2, AMP/Fe para o processo de
degradação definido a partir dos resultados obtidos na primeira etapa.
O processo oxidativo escolhido foi com o uso do reagente de Fenton. A
determinação da concentração residual do substrato orgânico por
espectrofotometria no UV e a remoção da demanda química de oxigênio (DQO)
foram os parâmetro utilizados para avaliação da degradação das soluções
sintéticas.
As soluções de AMX (2,86 x10-3 mol L-1) e AMP (3,23 x10-3 mol L-1)
foram preparadas em água destilada. Estas concentrações estão de acordo
com as concentrações máximas estimadas para efluentes industriais. Para o
reagente de Fenton utilizou-se sulfato de ferro (II) heptahidratado
(FeSO4.7H2O) como fonte de Fe2+. No preparo dos ensaios a adição dos
reagentes seguiu a seguinte ordem:
1º) solução aquosa AMX (ou AMP);
2º) adição do catalisador, sal de ferro, FeSO4.7H2O;
55
3º) adição do oxidante H2O2.
3.5.1 Quantificação dos compostos estudados Na primeira etapa da pesquisa, a quantificação da AMX e AMP residual
nas degradações foi feita por espectrofotometria UV. A metodologia adotada foi
ajustada a partir de diversas referências disponíveis 99,100,97,101.
Em sua segunda etapa, após a determinação do processo oxidativo
mais eficiente e de custo relativamente baixo (uso de Reagente de Fenton), as
degradações de AMX e AMP foram realizadas utilizando a remoção da DQO
como parâmetro e sulfato de ferro (II) como fonte de Fe2+, evitando assim a
interferência dos íons cloretos. As quantidades de H2O2 e de Fe2+ foram
avaliadas com relação à AMX e AMP.
Um estudo complementar avaliou espectros de absorção no
infravermelho para os resíduos sólidos provenientes das degradações com o
objetivo de verificar a presença de AMX e AMP neste material.
3.5.2 Ensaios oxidativos de degradação Os ensaios de degradação foram realizados utilizando-se um reator
fotoquímico apresentado na figura 3.1. Para os ensaios na ausência de
radiação, o mesmo reator foi utilizado porém tendo a fonte luminosa desligada.
Dessa forma eram mantidas as mesmas condições de turbulência e ventilação.
3.5.2.1 Reator fotoquímico O reator fotoquímico utilizado foi desenvolvido no próprio laboratório.
Como fonte de radiação utilizou-se o tubo de descarga de uma lâmpada
OSRAM de vapor de mercúrio E27, HQL 125 W, que emite na faixa do UV (λ~
254 nm). A figura 3.1 apresenta um esquema do reator bem como seu aspecto
visual.
56
(a) (b)
Figura 3.2. (a) esquema geral da montagem do foto-reator. (b) aspecto visual
do foto-reator utilizado nos processos de degradação.
3.6 Descrição dos ensaios de degradação por POA
Para os ensaios com AMX, utilizaram-se 200 mL de solução 2,86 x10-3
mol L-1 e com AMP 200 mL de solução 3,20 x10-3 mol L-1. Todos os ensaios
foram realizados sob agitação. As concentrações para as soluções sintéticas
de AMX e AMP foram estabelecidas a partir da determinação da concentração
média destas substâncias presentes no efluente industrial (aproximadamente
2,0x10-3 mol L-1). A DQO também foi considerada no estabelecimento das
concentrações estudadas. A DQO para o efluente bruto da produção de AMX e
AMP variou no intervalo de 2300 a 4200 mg O2/L (n=5). Para a solução de
AMX 2,86 x10-3 mol L-1 temos uma DQO de 2970 mg O2/L enquanto que para
solução de AMP 3,20 x10-3 mol L-1, a DQO apresenta um valor de 3300 mg
O2/L.
3.6.1 Ensaios de fotodegradação Os ensaios foram realizados utilizando o foto-reator (λ~ 254 nm). A
mistura reacional constou de 200 mL de solução de AMX ou AMP. O tempo de
degradação estudado foi de 60 min e as amostras foram coletadas a cada 10
min.
Fonte de radiação UV
Agitador magnético
Ventilação
Exaustão
Béquer Amostra sintética
57
3.6.2 Ensaios de peroxidação Os ensaios foram realizados utilizando o foto-reator porém com a fonte
de irradiação desligada. A mistura reacional constou de 200 mL de solução de
AMX ou AMP, com adição de 9,79 x10-3 mol de H2O2 , sob agitação intensa. O
tempo de degradação estudado foi de 60 min e as amostras foram coletadas a
cada 10 min.
3.6.3 Ensaios de fotoperoxidação Os ensaios foram realizados utilizando o foto-reator (λ~ 254 nm). A
mistura reacional constou de 200 mL de solução de AMX ou AMP, com adição
de 9,79 x10-3 mol de H2O2 , sob agitação intensa. O tempo de degradação
estudado foi de 60 min e as amostras foram coletadas a cada 10 min.
3.6.4 Ensaios com reagente de Fenton Os ensaios foram realizados utilizando o foto-reator com a fonte de
irradiação desligada. A mistura reacional constou de 200 mL de solução de
AMX ou AMP, com adição de 9,79 x10-3 mol de H2O2 , e 10 mL de solução 0,01
M de FeCl2, sob agitação intensa. O tempo de degradação estudado foi de 60
min e as amostras foram coletadas a cada 10 min.
3.6.5 Ensaios de foto-Fenton Os ensaios foram realizados utilizando o foto-reator (λ~ 254 nm). A
mistura reacional constou de 200 mL de solução de AMX ou AMP, com adição
de 9,79 x10-3 mol de H2O2 , e 10 mL de solução 0,01 M de FeCl2, sob agitação
intensa. O tempo de degradação estudado foi de 60 min e as amostras foram
coletadas a cada 10 min.
3.6.6 Ensaios de Fenton/Fe3+ Os ensaios foram realizados utilizando o foto-reator com a fonte de
irradiação desligada. A mistura reacional constou de 200 mL de solução de
AMX ou AMP, com adição de 9,79 x10-3 mol de H2O2 , e 10 mL de solução 0,01
M de FeCl3, sob agitação intensa. O tempo de degradação estudado foi de 60
min e as amostras foram coletadas a cada 10 min.
58
3.6.7 Ensaios de foto-Fenton/ Fe3+ Os ensaios foram realizados utilizando o foto-reator (λ~ 254 nm). A
mistura reacional constou de 200 mL de solução de AMX ou AMP, com adição
de 9,79 x10-3 mol de H2O2 , e 10 mL de solução 0,01 M de FeCl3, sob agitação
intensa. O tempo de degradação estudado foi de 60 min e as amostras foram
coletadas a cada 10 min.
3.6.8 Ensaios de foto-Fenton promovido por radiação solar Os ensaios foram realizados expondo-se a solução do antibiótico AMX
com reagente de Fenton à luz solar. A mistura reacional constou de 50 mL de
solução contendo 1,4 x10-3 mol de AMX com adição de H2O2 e Fe2+, sob
agitação intensa com razões de acordo com a tabela 3.2. O tempo de
degradação estudado foi de 60 min e as amostras foram coletadas a cada 10
min.
Tabela 3.2: Quantidade de matéria (mol) presente nos ensaios de degradação
por foto-Fenton para AMX promovido por radiação solar.
Quantidade de matéria (mol) e razão molar
Ensaio (I) (II) (III) (IV) (V)
AMX 1,4x10-3 1,4x10-3 1,4x10-3 1,4x10-3 1,4x10-3
AMX/
H2O2
0,36 1,43 0,71 0,47 0,36
AMX/
Fe2+
- 14 7 4,6 3,5
3.7 Determinação da demanda química de oxigênio (DQO)
A DQO das soluções iniciais e de cada alíquota retirada durante as
degradações foram realizadas de acordo com a metodologia estabelecida para
refluxo fechado colorimétrico pelo Standard Methods for the Examination of
Water and Wastewater102 (5220 Chemical oxigen demand, 1999) e NBR
10357/1988103, utilizando-se o termoreator VELP modelo ECO-16.
59
3.8 Ensaios de toxicidade
Os ensaios de toxicidade foram realizados utilizando-se dois
bioindicadores, o microcrustáceo Artemia salina e o vegetal Allium cepa. O
método de avaliação em raízes de Allium cepa é validado pelo Programa
Internacional de Segurança Química (IPCS, OMS) e o Programa Ambiental das
Nações Unidas (UNEP) como eficiente teste para análise e monitoramento de
substâncias ambientais104.
3.8.1 Artemia salina
Os ensaios de toxicidade para a avaliação da dose letal para 50% dos
organismos (DL50 ) dos resíduos da degradação de AMX e AMP por reagente
de Fenton foram realizados com culturas do crustáceo Artemia salina (Figura
3.2) nos Laboratórios de Química Orgânica e de Alimentos da Universidade
Católica de Goiás com supervisão do prof. Dr. Armando Garcia-Rodriguez. A
eclosão dos cistos foi induzida no meio ambiente adequado, contendo 3,5% de
sal marinho, sob condições de aeração constante, durante 24 horas. Os
exemplares adultos foram isolados e colocados em tubos de ensaios para a
realização dos testes. Os resíduos foram adicionados nos tubos (triplicata) em
diferentes concentrações e contados após 24, 48 e 72 horas de exposição,
visualmente, os vivos e mortos 105.
Figura 3.3: Aspecto visual do microcrustáceo Artemia salina.
O procedimento adotado para o ensaio foi o seguinte:
a) Preparação do cultivo de Artemia salina para o bioensaio:
60
Pesa-se 7,0 g de sal marinho e transfere-se para um béquer de 200 mL;
adiciona-se 200 mL de água destilada, dissolver o sal marinho, liga-se a
lâmpada fluorescente e a bomba de aeração; adiciona-se a solução salina no
reservatório e 1,0 g de ovos de Artemia salina. A eclosão dos ovos ocorre após
48 horas.
Após a eclosão dos ovos, as Artemias salinas devem ser transferidas para
os tubos de ensaio. Para isto prepara-se 100 mL da solução de NaCl 3,5%,
adiciona-se 0,5 mL desta solução a cada tubo de ensaio, transferem-se as
Artemias salinas para os tubos de ensaio com as pipetas Pasteur, sendo 10
exemplares por tubo; acrescenta-se as amostras a serem estudadas para a
avaliação da toxicidade (DL50) em diferentes concentrações. Deixam-se os
tubos de ensaio contendo as Artemias salinas sob iluminação fluorescente para
avaliação pelo tempo de 24, 48 e 72 horas.
b) Avaliação da toxicidade:
Após 24 h (48 e 72 h), coloca-se o tubo ligeiramente inclinado sob a luz
fluorescente, agita-se bem levemente, verificando-se quais Artemia salina
estão vivas e quais estão mortas (aquelas que afundarem após a agitação
estão mortas ou imobilizadas pela ação do poluente), conta-se o número de
exemplares vivos, mortos ou imobilizados e calcula-se a porcentagem de
sobrevivência da seguinte forma:
S(%) = __Número de organismos vivos x 100__
Número total de organismos no tubo (10)
Calcula-se os valores DL100 (dose ou concentração que provoca a morte
de todos os exemplares no tubo, S% = 1) e DL50 (dose ou concentração que
provoca a morte de 50% dos animais testados, S% = 50).
3.8.2 Organismo teste Allium cepa Para a avaliação da toxicidade dos produtos gerados na degradação de
AMX e AMP por reagente de Fenton foi seguida a metodologia padrão proposta
por Fiskesjö (1985)70. O material biológico utilizado como organismo teste
61
constitui-se de indivíduos jovens e saudáveis da espécie Allium cepa da
Família LILIACEAE, diplóide (2n = 16 cromossomos). Os ensaios
macroscópicos foram realizados no Laboratório de Química Analítica da
Universidade Católica de Goiás e os microscópicos nos Laboratórios do Núcleo
de Pesquisas REPLICON, sob orientação do prof. MSc Cláudio Carlos da Silva.
3.8.2.1 Parâmetros macroscópicos: turgescência e crescimento radicular As cebolas adquiridas no comercio local (Allium cepa L.) foram
selecionadas segundo seu peso e tamanho buscando a maior homogeneidade
possível entre os espécimes que seriam utilizados. A túnica marrom externa foi
retirada, as raízes primárias secas foram eliminadas utilizando-se bisturi de
forma que o anel de brotamento se mantivesse intacto. As cebolas foram então
lavadas, secas com papel macio, e em seguida colocadas nos béqueres com
as soluções teste para crescer. Cada conjunto de teste era constituído de 12
cebolas70. Como controle negativo (CN) utilizou-se água de abastecimento
público. O experimento ocorreu à temperatura ambiente e protegido de luz
solar direta (Figura 3.3).
Após 24 horas do início do experimento, as raízes de cada cebola foram
observadas quanto a sua turgescência, contadas e seu comprimento medido
com paquimetro. Este acompanhamento se estendeu por 5 dias de cultivo, 120
horas de ensaio.
Figura 3.4: Aspecto visual da organização das cebolas em teste.
62
3.8.2.2. Parâmetros microscópicos: índice mitótico (IM), micronúcleos (MN) e anomalias cromossômicas (AC) 3.8.2.2.1 Preparação das radículas As cebolas foram selecionadas segundo o seu tamanho sendo que os
indivíduos mais jovens e saudáveis foram escolhidos. O método de avaliação
das alterações cromossômicas em raízes de Allium é validado pelo Programa
Internacional de Segurança Química (IPCS, OMS) e o Programa Ambiental das
Nações Unidas (UNEP) como um eficiente tese para análise e monitoramento
in situ da genotoxicidade de substâncias ambientais106.
Foram formados grupos constituídos por dez cebolas para cada
condição de tratamento. Os bulbos foram colocados em béqueres de 50 mL,
em local seco arejado e com incidência indireta de luz solar, por 4 dias em
água de abastecimento público, realizando de 12 em 12 horas o revezamento
das posições dos béqueres na bancada. A figura 3.4 mostra a disposição das
amostras na bancada.
Figura 3.5: Condições de exposição dos bulbos na bancada. (a) Disposição
geral e aleatória, (b), (c), (d), (e) e (f) Crescimento radicular dos bulbos em
diferentes ângulos.
b
d
c
ef
a
63
Após o crescimento das radículas, os indivíduos foram transferidos
paras as soluções AMX, AMP e AMX/F e AMP/F em diferentes diluições. Um
controle negativo (CN) foi feito expondo os bulbos em água de abastecimento
público. O controle positivo (CP) utilizou uma solução 10 mg L-1 de Hg2+. Todas
as raízes foram expostas por um período de 48 h. Após esse tempo, as raízes
foram coletadas e armazenadas em tubos ependorff de 2 mL contendo solução
fixadora álcool-ácida de Carnoi (3:1, etanol/ ácido acético) por um período
mínino 24 horas107.
3.8.2.2.2. Preparo das lâminas As lâminas foram obtidas pelo método de esmagamento onde,
aproximadamente 1,0 cm da região apical radicular foi submetido à hidrólise
ácida de ácido clorídrico a 1,0 mol L-1 na temperatura ambiente por 15 minutos.
Em seguida as amostras foram lavadas em água destilada por 5 min. Após, as
radículas foram transferidas para a lâmina onde, em microscópio
estereoscópico foi retirada a coifa para obtenção do meristema apical,
adicionado reativo de Fulgen, recoberta por uma lamínula e em seguida uma
leve pressão sobre o material visando espalhamento das células. Finalmente as
lâminas foram seladas com esmalte. As lâminas de cebola foram observadas
em microscópio óptico em aumento de 400X, contadas, em teste cego, através
da técnica de varredura, 2000 células por tratamento em cada bioensaio.
3.8.2.2.3 Análise microscópica
Para a determinação do índice mitótico foi utilizado o seguinte índice:
100xNTCNCMIM =
onde: IM= índice mitótico NCM= número de células em mitose e
NTC= número total de células observadas
Para a análise de anomalias cromossômicas (AC), vários tipos de
aberrações foram consideradas. Os critérios para aceitar a presença das
alterações cromossômicas observadas, estão de acordo com Nielson e Rank
(1994)108 e estão descritas a seguir:
64
- quebras cromátídicas equivalentes à perda de cromátides do cromossomo ou
por fragmentação que ocorrem nas cromátides durante a divisão celular;
- não disjunção dos cromossomos no final da metáfase, formando estruturas
denominadas pontes anafásicas, alterações essas observadas no início da
anáfase;
- fuso acromático desestabilizado podendo provocar perda de cromossomos
inteiros durante o processo de divisão celular;
- presença de micronúcleos (MN) equivalente a uma estrutura de contorno
regular, redondo ou oval, e devendo estar dentro do citoplasma de uma célula;
o MN deve estar no mesmo plano de foco de observação e nitidamente
separado do núcleo.
Todos os registros foram reunidos em uma só categoria para possibilitar
a avaliação das AC como um único endpoint. A incidência de MN em células
meristemáticas de Allium cepa foi considerada como outro parâmetro de
avaliação, não sendo agrupada junto com as AC.
O IM, que corresponde à relação do número de células em divisão,
constitui um terceiro parâmetro de avaliação. A análise de todos estes
parâmetros se deu pela contagem de cerca de 2000 células por tratamento,
sendo 500 células por lâmina para um total de 4 lâminas.
3.8.2.2.4. Análise estatística A análise estatística foi realizada pelo teste de Kruskal-Wallis e teste t-
Student, o qual possibilita a comparação dos tratamentos com controle
negativo, bem como dos tratamentos entre si, em nível de significância de 0,05.
Os testes foram realizados com auxilio do software Bio Estatistic versão 3.01.
3.9 Ensaios de Biodegradabilidade
Para a determinação da biodegradabilidade o efluente industrial bruto foi
submetido à oxidação utilizando-se o reagente de Fenton nas razões
poluente/H2O2 e poluente/Fe estabelecidas nas etapas anteriores deste
trabalho. Após a degradação, o produto gerado foi analisado quanto a sua DBO
e DQO. Esses parâmetros foram realizados, utilizando-se as metodologia de
65
diluições sucessivas, do Standard Methods for Examination of Water and
Wastewater (1999)102.
O efluente bruto hidrolisado também foi avaliado quanto à sua
biodegradabilidade para que se pudesse comparar a capacidade de
degradação biológica dos produtos da oxidação e do método convencional.
O próximo capítulo desta tese apresenta os resultados obtidos a partir
do desenvolvimento dos experimentos descritos e apresenta as discussões
referentes aos dados obtidos.
66
CAPÍTULO 4
RESULTADOS E DISCUSSÃO
67
4. RESULTADOS E DISCUSSÃO
Os resultados e discussão dos experimentos realizados serão
apresentados de acordo com a sua ordem de execução. Primeiramente serão
relatados os ensaios de caracterização das substâncias AMX e AMP em
estudo; em seguida os resultados de oxidação dessas substâncias por POA
avaliando-se a concentração residual de AMX e AMP por espectrofotometria
UV. Posteriormente, a partir dos resultados obtidos na oxidação de AMX e
AMP pelos POA estudados, definiu-se o processo Fenton como o de melhor
rendimento. A partir desta definição, as oxidações de AMX e AMP passam a
ser avaliadas em termos da variação da DQO. Estudou-se também a presença
de compostos orgânicos nos resíduos insolúveis formados durante a
degradação por reagente de Fenton. Em uma última etapa de trabalho, após a
definição do processo oxidativo com melhor rendimento (processo Fenton) e a
melhor razão AMX/Fe2+/H2O2 e AMP/Fe2+/H2O2 a ser utilizada, a toxicidade dos
produtos formados nas oxidações foi monitorada por bioindicadores. Como
procedimento-teste, avaliou-se também a biodegradabilidade de um efluente
industrial oxidado pelo processo Fenton.
4.1. Característica das substâncias em estudo A caracterização química das substâncias poluentes a serem estudadas
é fundamental para o desenvolvimento deste trabalho. A figura 4.1 apresenta a
estrutura das moléculas das substâncias AMX e AMP, em destaque o anel β-
lactama característico dos antibióticos beta-lactâmicos.
Figura 4.1: Anel β-lactama presente na AMP e AMX.
NH2 O
HNCCH
NO
S
CH3
CH3
CO2-Na+
Ampicilina Amoxicilina
NH2 O
HNCCH
NO
S
CH3
CH3
CO2H
HO. H2O3
68
A presença do anel aromático, estrutura de grande estabilidade e difícil
oxidação em condições brandas, e grupos como carboxila, amida, tiazol, fenol
mostram a necessidade de uma reação de degradação promovida por um
oxidante forte não seletivo como os radicais •OH (E0 = 2,720 V versus NHE).
Para o acompanhamento da variação das concentrações nas soluções
de AMX e AMP submetidas aos processos de degradação, é necessário que se
caracterize essas substâncias por espectrometria no ultravioleta (UV) e no
infravermelho (IR).
4.2 Caracterização da AMX e AMP por espectroscopia de IR e UV A caracterização das substâncias consiste na determinação de suas
propriedades definidas na literatura ou, para o caso das substâncias de uso
farmacêutico, da Farmacopéia Brasileira. As figuras 4.2 e 4.3 apresentam
espectros de IR para padrões das substâncias AMX e AMP. Em destaque o
pico em 1775 cm-1 que caracteriza as substâncias AMX e AMP. Este pico
refere-se ao estiramento CONH, νCONH, do anel β-lactama presentes em
ambas, uma característica dos antibióticos do grupo das penicilinas. A
diferença entre AMX e AMP fica visível quando observa-se a banda larga
acima de 3000 cm-1, referente a água, presente no espectro da AMX.
3460.57 2969.74
1774.51
1686.421615.04
1584.651518.86
1462.46 1396.2
1314.161281.81 1248.71
1177.921121.51
1021.44
921.458
839.426803.666
657.296 558.844
0
50
100
150
4000 3000 2000 1000
Transmit tance / Wavenumber (cm-1)
Fi le # 1 : AMX
Sample Description: KBr Sandra
Res=4 cm-1Scans= 10 Slow
Mode= 2 (Mid-IR)
Zero Fi l ling= 1 x
18/5/2006 11:26
Apod= Cosine
Figura 4.2: Espectro de IR característico para AMX PA (em pastilha de KBr).
69
Figura 4.3: Espectro de IR característico para AMP PA (em pastilha de KBr).
Para determinação de AMX e AMP por espectrometria no UV, foram
obtidos espectros de varredura de soluções padrão com a finalidade de obter-
se o λmax . As figuras 4.4 e 4.5 apresentam estes resultados.
O comprimento de onda selecionado para a AMX (em solução aquosa)
foi λmax = 272 nm e para a AMP (em solução aquosa) λmax = 262 nm. Esta
escolha deu-se em função dos mesmos apresentarem a melhor resolução para
soluções de concentrações que variaram de 1,40 x10-4 mol L-1 a 1,19 x 10-3 mol
L-1 de AMX e 3,20 x 10-4 mol L-1 a 2,79 x 10-3 mol L-1 de AMP, compreendendo
uma larga faixa de concentração, incluindo as utilizadas nesta pesquisa, e
obedecendo os limites de absorvância aceitos pela lei de Beer.
3334.37
2940.33
2621.35
1774.77
1694.071644.06
1581.66 1525.321456.96
1392.031380.14
1364.431307.96
1257.321215.88
1186.941123.4
1075.381026.05
873.112848.034
802.194778.53 752.208
729.607692.297
669.136645.134
597.667523.609 498.457
469.337
0
50
100
4000 3000 2000 1000
Transmittance / Wavenumber (cm-1)
Fi le # 1 : AMP
Sample Description: KBr Sandra
Res=4 cm-1Scans= 10 Slow
Mode= 2 (Mid-IR)
Zero Fi l ling= 1 x
18/5/2006 11:34
Apod= Cosine
70
Figura 4.4: Espectro de UV característico para AMX PA (em solução aquosa), λmax = 272 nm. (a) 1,40 x10-3 mol L-1, (b) 2,40 x10-3
mol L-1 e (c) 4,80 x10-3 mol L-1.
(a)
(b)
(c)
71
Figura 4.5: Espectro de UV característico para AMP PA (em solução aquosa), λmax = 262 nm. (a)3,20x10-3 mol L-1, (b) 5,40 x10-3
mol L-1 e (c) 1,08 x10-2 mol L-1.
(a)
(b)
(c)
72
Estudos realizados por espectrofotometria de UV com o efluente
industrial da produção de AMX e de AMP filtrados (0,45 µm), apresentaram
concentrações que variaram de 1,0 x10-3 a 2,0 x10-3 mol L-1 tanto para AMX
quanto para AMP, valores estes compreendidos na faixa de concentração
estudada para os padrões e que serviram de base para os estudos de
oxidação.
4.3 Avaliação do impacto na estação de lodo ativado pelo lançamento de resíduo de hidrolise de antibióticos penicilânicos
A avaliação do impacto do descarte de resíduos do tratamento por
hidrólise básica de antibióticos beta-lactâmicos em ETE com sistema de lodo
ativado é necessária para que se possa entender a necessidade de um sistema
de tratamento mais eficiente para resíduos da produção desses fármacos.
As indústrias farmacêuticas produtoras de formulações para antibióticos
como AMX e AMP, utilizam o método de hidrólise básica como forma de pré-
tratamento de seus efluentes da linha de produção antes de descartá-los em
suas ETE. As ETE normalmente utilizam tratamento biológico (lodo ativado)
pois não há no Brasil uma legislação específica para tratamento desse
efluente, há apenas a recomendação para que a molécula seja inativada, o que
pode acontecer via hidrólise básica que promove a abertura do anel beta-
lactâmico por ataque nucleofílico ao grupo acila do anel.
A avaliação do impacto provocado na estação de lodo ativado de uma
indústria farmacêutica localizada em Goiás pelo lançamento de efluentes da
linha de produção de penicilânicos, especificamente AMX e AMP, submetidos a
hidrolise básica foi realizado de acordo com as especificações do item 3.1.1.
Este trabalho requereu uma avaliação do tempo de detenção hidráulica dos
tanques da ETE (Tabela 4.1) a partir do qual se determinou o período entre a
coleta das amostras.
73
Tabela 4.1: Tempo de detenção hidráulica em função do volume dos tanques
de tratamento*
Etapa do tratamento Volume total (m3) Tempo de detenção hidráulica (h)
Tanque de séptico 37,8 7,56
Tanque de equalização 18,75 3,75
Tanque de aeração 154 30,8
Tanque de decantação 48 4,8
Total 47 *Vazão média de entrada de efluentes no sistema = 5,0 m3/h
Obs.: dados fornecidos pela equipe da ETE da indústria.
Os parâmetros de rotina pH, temperatura, DBO5, DQO e lodo decantável
foram avaliados e os resultados obtidos encontram-se na tabela 4.2.
Tabela 4.2: Cronograma de coleta de amostras e parâmetros analisados
Coleta de efluentes
Parâmetros
Verificados
28/07/05 entrada saída
04/08/05 entrada saída
11/08/05 entrada saída
CONAMA
357/05
pH 4,82 7,3 4,75 6,83 5,11 7,1 5,0-9,0
Temperatura (ºC) 25,8 28,1 26,4 28,2 25,9 28,7 NR
DBO5
(mg O2/L) 1800 135 960 133 1400 120 60,0
DQO
(mg O2/L) 2384 222 2220 326 1706 144 NR
razão DBO5/DQO
(biodegradabilidade,
na saída do sistema)
0,75 0,43 0,82 NR
Lodo decantável
(mL) 560 480 520 NR
NR: não há recomendação na legislação. As análises foram realizadas de
acordo com a metodologia do Standard Methods for Examination of Water and
Wastewater102.
74
Os resultados mostram uma alteração no sistema da ETE com o
lançamento dos efluentes penicilânicos. A queda na remoção da DBO e da
DQO pode estar relacionada com a inativação do sistema de lodo ativado pela
atividade biológica própria das penicilinas. A biodegradabilidade também sofreu
alteração indicando uma diminuição na capacidade de biodegradabilidade do
efluente dos antibióticos penicilânicos após hidrólise (DQO/QBO5 >2). Em
casos como esses, tratamentos combinados físicos e/ou químicos e biológicos
são recomendados pela literatura 86,85.
A eficiência da ETE foi observada em termos da taxa de remoção da
DBO e DQO e da relação DQO/DBO na saída do sistema. A tabela 4.3 a seguir
apresenta esses resultados.
Tabela 4.3: Eficiência do sistema de tratamento, taxa de remoção e eficiência.
Parâmetro 1 ª coleta 2 ª coleta 3 ª coleta
DBO 92,5% 86,1% 91,4%
DQO 90,7% 85,3% 91,6%
DQO/DBO 1,32 2,31 1,21
Os resultados mostram uma menor eficiência do sistema, apresentando
uma redução da DBO5 (86,1%) e DQO (85,3%) para a 2ª coleta, exatamente no
período em que o resíduo da hidrolise básica dos antibióticos permaneceu em
tratamento na estação, inferior ao encontrado para as demais coletas indicando
a necessidade do desenvolvimento de novas metodologias para degradação
desses poluentes devido a sua recalcitrância.
Segundo Kümmerer (2004)13, devido as Boas Práticas de Fabricação
(BPF) adotadas pelas indústrias e ao alto custo das matérias primas, a
contribuição das mesmas com o aporte de PhAC no meio ambiente na Europa
e nos Estados Unidos sejam baixos e que só trariam problemas em caso de
acidentes mas, mesmo assim, o problema seria localizado. Esse ponto é
75
bastante questionável quando se tem a informação de que pequenas
concentrações é que levam ao desenvolvimento de organismos resistentes. A
questão do efluente industrial é importante exatamente por ser localizada e,
portanto, permitir o uso de tecnologias combinadas como reator de degradação
por reagente Fenton seguido de descarte em estação de lodo ativado,
minimizando assim a contaminação ambiental. O propósito de teses como esta
é de que se alcance o máximo de mineralização com o menor custo. Assim, a
partir do uso do processo oxidativo reagente de Fenton para a degradação de
efluentes da produção dos antibióticos AMX e AMP, pode-se ter:
AMX intermediários CO2
AMP orgânicos ácidos minerais (mais oxidável, (menos oxidáveis,
menos biodegradável) mais biodegradáveis)
que é o espera-se alcançar em um tratamento de efluente.
4.4 Amostra sintética Para o desenvolvimento do trabalho, na busca de tratamentos
preliminares que permitissem um melhor rendimento para a oxidação de
antibióticos penicilânicos, foram testadas amostras sintéticas de AMX e AMP
em solução aquosa para realização de ensaios de degradação por POA.
A utilização de efluentes industriais in natura fez parte da etapa final do
trabalho, após a definição do POA com o melhor rendimento. Nos
experimentos realizados todos os reagentes foram adicionados no início do
processo (sistema de batelada).
4.5 Ensaios de degradação por POA
Para avaliação do potencial de degradação da AMX e AMP, realizaram-
se ensaios de diferentes POA. A avaliação dos resultados baseou-se na
Fenton microorganismos
76
redução da concentração dos substratos orgânicos, concentração residual,
determinados por espectrofotometria no UV. As leituras foram realizadas
tomando-se como base os comprimentos de onda (λ) do pico máximo para
AMX, λ max=272 nm, e para AMP, λ max =262 nm experimentalmente
estabelecidos.
O estudo compreendeu a avaliação por diferentes POA da degradação
durante um período de 60 min, com amostras coletadas em intervalos de 10
min para cada ensaio conforme descrito no item 3.5.
Os processos oxidativos avaliados foram fotodegradação, peroxidação,
fotoperoxidação, reagente de Fenton, foto-Fenton, reagente de Fenton/Fe3+,
foto-Fenton/ Fe3+.
A tabela 4.4 apresenta as quantidades de matéria (mol) utilizadas dos
reagentes H2O2, FeCl2 e FeCl3, nas oxidações testadas para AMX e para AMP.
As concentrações de AMX e AMP foram estabelecidas tomando-se como base
estudos preliminares com efluente industrial (item 4.2).
Tabela 4.4 – Quantidade de matéria (mol) utilizados nos diferentes POA para
200 mL de solução 2,86 x10-3 mol L-1 de AMX e 200 mL de solução 3,20 x10-3
mol L-1 de AMP
POA/ Reagente (mol)
UV H2O2 UV/ H2O2
Fenton Fenton/ UV
Fenton/ Fe3+
Fenton/
Fe3+/UV
H2O2 - 9,79x10-3 9,79x10-3 9,79x10-3 9,79x10-3 9,79x10-3 9,79x10-3
FeCl2 - - - 1x10-5 1x10-5 - -
FeCl3 - - - - - 1x10-5 1x10-5
Nesta etapa do trabalho, quantidades idênticas de reagentes foram
utilizadas nos testes tanto para AMX quanto para AMP com objetivo de avaliar-
se o rendimento para ambos. A necessidade deste procedimento decorre do
fato de que durante o período de mudança na produção de AMX para AMP ou
vice-versa, pode ocorrer mistura dos antibióticos no tanque reservatório de
penicilânicos.
77
Os valores de pH (inicial e final) para cada ensaio encontram-se
discriminados na tabela 4.5. Este acompanhamento do pH é necessário devido
ao rendimento das reações estarem diretamente relacionados com este
parâmetro. A formação dos radicais •OH é maior quando o pH se encontra
próximo de 3. Esta condição foi observadas nas soluções que usam o Fe2+
como catalisador.
Tabela 4.5: Variação de pH durante os diversos ensaios com POA utilizando
soluções sintéticas de AMX e AMP.
Ensaio UV H2O2 H2O2/UV Fenton Fenton/UV Fenton/ Fe3+
Fenton/ Fe3+/UV
AMX pHi
4,70
4,70
4,70
4,70
4,70
4,70
4,70
pHf 4,58 4,50 4,27 2,67 2,42 2,72 2,82
AMP pHi
5,08
5,08
5,08
5,08
5,08
5,08
5,08
pHf 4,87 4,80 4,49 2,85 2,68 2,78 2,78
Os resultados obtidos para os ensaios de oxidação nos tempos 30
e 60 min de degradação se encontram na tabela 4.6. Esses mostram que os
melhores rendimentos na degradação foram obtidos nos processos oxidativos
Fenton/UV e Fenton/ Fe3+/UV. Para AMX obteve-se um valor máximo de
remoção do analito de 99,62% (Fenton/UV) e para AMP de 97,52%
(Fenton/Fe3+/UV).
A importância na avaliação da oxidação em função do tempo se deve ao
custo do processo que envolve consumo de energia elétrica para agitação do
sistema e, nos processos foto-químicos, o uso de radiação UV artificial.
78
Tabela 4.6: Percentagem de degradação de AMX e AMP em função do POA.
AMX (%)
AMP (%)
Ensaio/ tempo (min) 30 60 30 60 Fenton/ Fe3+ 99,61 99,61 53,18 79,79
Fenton/ Fe3+/UV 99,61 99,61 88,67 97,52
Fenton 85,84 97,13 60,73 95,42
Fenton/ UV 99,62 99,62 60,73 95,42
H2O2 7,29 7,29 8,66 8,66
H2O2 /UV 12,07 12,07 8,66 8,66
UV 0 0 0 0
A variação da razão de remoção de AMX e AMP durante os ensaios
para os diferentes POA em função do tempo encontra-se representada nas
figuras 4.6 e 4.7. Observa-se uma redução significativa da concentração de
AMX e AMP para os processos que utilizam Fe como catalisador. Os
processos que fazem uso do catalisador e de radiação UV se mostraram mais
eficientes.
Os resultados são evidentes quanto à eficiência do uso do Fe como
catalisador. Os processos catalisados levaram a uma redução da concentração
de AMX que variou de 85 a 99% (foto-assistido) enquanto para AMP a variação
foi de 79 a 97% (foto-assistido). A combinação Fe catalisador/radiação UV
mostrou-se eficiente tanto para a oxidação de AMX quanto para AMP.
79
AMX
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
0 10 20 30 40 50 60
min
Ct/C
0
Fenton/Fe(III) Fenton /Fe(III) Fenton Fenton UV
H2O2 H2O2 UV UV
Figura 4.6: Razão de redução da concentração de AMX durante 60 min.
AMP
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
0 10 20 30 40 50 60
min
Ct/C
0
Fenton/Fe(III) Fenton/fe(III)/UV Fenton Fenton UV
H2O2 H2O2 UV UV
Figura 4.7: Razão de redução da concentração de AMP durante 60 min.
Na figura 4.8 apresenta-se uma comparação em termos de percentuais
de redução da concentração do analito (AMX e AMP) para diferentes tempos
de reação (30 e 60 min). Para as oxidações catalisadas e foto-assistidas
observa-se um rendimento para os tempos 30 e 60 min, praticamente idênticos
no caso da AMX. Para AMP, isso não se repetiu, mostrando que a questão
tempo de reação interfere no rendimento da mesma.
80
Os ensaios realizados com os diferentes POA mostram que os melhores
rendimentos foram obtidos após 60 min de oxidação. Para AMX, os percentuais
obtidos foram os seguintes: 99,62% para Fenton/UV e 99,61% para Fenton/
Fe3+ /UV, já para AMP o percentual de degradação chegou a 97,42% para
Fenton/UV e 97,52% para Fenton/ Fe3+/UV. Pode-se observar também que os
ensaios Fenton e Fenton/ Fe3+ apresentaram rendimentos acima de 99% para
AMX e de 97% para AMP. Partindo-se do fato de que os ensaios com o uso de
radiação UV custam 2 a 3 vezes mais caros que os sem UV109, o uso do
reagente de Fenton para a degradação desse compostos orgânicos se mostra
bastante promissor.
0
20
40
60
80
100
%
Fento
n/Fe(I
II)
Fento
n/Fe(I
II)/UV
Fento
n
Fento
n UV
H2O2
H2O2 U
V UV
AMX 30 min
60 min
(a)
0
20
40
60
80
100
%
Fenton
/Fe(III)
Fenton
/Fe(III)/
UV
Fenton
Fenton
UV
H2O2
H2O2 UV UV
AMP 30 min
60 min
(b)
Figura 4.8: Avaliação do percentual de remoção com relação ao tempo de
reação para (a) AMX e (b) AMP.
81
Considerando-se os resultados obtidos e o consumo de energia no
processo foto-assistido, pode-se estabelecer o reagente de Fenton como POA
a ser otimizado para oxidação de soluções sintéticas de AMX e AMP.
4.6 Estudos da degradação de AMX e AMP utilizando reagente de Fenton
Após a definição do POA reagente de Fenton como o processo a ser
adotado, realizaram-se os ensaios para a determinação (ajuste) das
concentrações de H2O2 e Fe2+ que levariam ao um melhor rendimento. A tabela
4.7 apresenta as concentrações utilizadas nos ensaios para AMX.
Tabela 4.7: Quantidade de matéria (mol) utilizada na oxidação de AMX por
reagente de Fenton.
Quantidade de matéria (mol) e razão molar
Ensaio (a) (b) (c) (d)
AMX 1,43x10-4 1,43x10-4 1,43x10-4 1,43x10-4
H2O2 2,44x10-3 3,28x10-3 4,89x10-3 9,79x10-3
Fe2+ 5,0x10-5 6,7x10-5 1,0x10-4 2,0x10-4
H2O2/Fe2+ 49 49 49 49
AMX/H2O2 0,058 0,043 0,029 0,014
AMX/Fe2+ 2,86 2,13 1,43 0,71
A figura 4.9 apresenta um acompanhamento da variação da
concentração residual de AMX por espectrofotometria no UV para os diversos
ensaios de degradação por reagente de Fenton durante um período de 60 min.
82
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
0 20 40 60 80
min
conc
entr
ação
nor
mal
izad
a
a b c d
Figura 4.9: Oxidação da AMX por reagente de Fenton: (a) 2,44x10-3 mol de
H2O2, (b) 3,28x10-3 mol de H2O2, (c) 4,89x10-3 mol de H2O2 e (d) 9,79x10-3 mol
de H2O2
Os ensaios (c) e (d) se mostraram os mais eficientes, com uma redução
de cerca de 100% dos analitos após um período de 60 min de oxidação. Esse
resultado era esperado devido ao aumento na concentração de radicais livres
hidroxila promovidos na mistura reacional de acordo com a concentração de
H2O2 utilizada.
As quantidades de matéria (mol) utilizadas nos diversos ensaios
realizados para avaliação da degradação por reagente de Fenton de AMP
encontram-se discriminados na tabela 4.8.
O baixo rendimento obtido para os ensaios (a) a (d) levou a necessidade
de um estudo mais amplo do que o realizado com AMX. Observou-se a
necessidade de concentrações maiores de H2O2 para uma degradação mais
eficiente.
A figura 4.10 apresenta os resultados obtidos a partir da determinação
da concentração residual de AMP por espectrofotometria no UV para cada
ensaio de degradação com reagente de Fenton durante um período de 60 min.
83
Tabela 4.8: Quantidade de matéria (mol) utilizada na oxidação de AMP por
reagente de Fenton.
Quantidade de matéria (mol) e razão molar
ensaio (a) (b) (c) (d) (e) (f) (g)
AMP
1,62x10-4
1,62x10-4
1,62x10-4
1,62x10-4
1,62x10-4
1,62x10-4
1,62x10-4
H2O2
2,44x10-3
3,28x10-3
4,89x10-3
9,79x10-3
1,22x10-2
1,47x10-2
1,96x10-2
Fe2+
5,0x10-5
6,7x10-5
1,0x10-4
2,0x10-4
2,5x10-4
3,1x10-4
4,0x10-4
H2O2/
Fe2+
48,8
48,9
48,9
48,9
48,8
48,8
48,7
AMP/
H2O2
0,066
0,049
0,033
0,016
0,013
0,11
0,008
AMP/
Fe2+
3,24
2,42
1,62
0,81
0,65
0,52
0,40
0
0,5
1
0 10 20 30 40 50 60
min
Con
cent
raçã
o no
rmal
izad
a
a b c d e f g
Figura 4.10: Oxidação da AMP por reagente de Fenton: (a) 2,44x10-3 mol de
H2O2, (b) 3,28x10-3 mol de H2O2, (c) 4,89x10-3 mol de H2O2, (d) 9,79x10-3 mol
de H2O2, (e) 1,22x10-2 mol de H2O2, (f) 1,47x10-2 mol de H2O2 e (g) 1,96x10-2
mol de H2O2.
84
Os resultados mostram que os ensaios (e), (f) e (g) atingiram uma
redução da concentração de AMP de próxima de 97% após 60 min de
oxidação.
A partir dos resultados obtidos, considerando-se a maior razão de
remoção com menor consumo de reagentes para t= 60 min, pode-se observar
que o melhor rendimento para AMX foi obtido com 3,28 x10-3 mol de H2O2 e 6,7
x10-5 mol de Fe2+. Para a AMP, o melhor rendimento foi obtido com 1,22 x10-2
mol de H2O2 e 2,5 x10-4 mol de Fe2+.
4.6.1 Influência da concentração de H2O2
A determinação do kobs (∆[AMX]/ ∆t) (Figura 4.11), assumindo a reação
como de pseudo 1ª ordem, mostra-se constante a partir da presença de 3,28
x10-3 mol de H2O2. Este valor coincide com o considerado ótimo no estudo da
determinação de AMX residual.
0
0,002
0,004
0,006
0,008
0,01
0,012
0,014
0,016
0,018
0 0,005 0,01
moL de H2O2
Kob
s
Figura 4.11: Relação entre kobs e a concentração de H2O2 na degradação de
AMX por reagente de Fenton.
A determinação do kobs (∆[AMP]/ ∆t) (Figura 4.12), assumindo a reação
como de pseudo 1ª ordem, se mostra constante a partir da presença de 1,22
85
x10-2 mol de H2O2. Este valor coincide com o considerado ótimo no estudo da
determinação de AMP residual.
00,0020,0040,0060,0080,01
0,0120,0140,0160,018
0 0,005 0,01 0,015 0,02 0,025
moL de H2O2
kobs
Figura 4.12: Relação entre kobs e a concentração de H2O2 na degradação de
AMP por reagente de Fenton.
Com o aumento da concentração de H2O2, espera-se uma maior
destruição dos contaminantes. A constatação de que o Kobs a partir de uma
determinada concentração se torne constante pode ser justificada pela
formação de radicais hidroxiperoxila 109, que são oxidantes menos enérgicos
que os radicais •OH e que consomem esses radicais para sua formação.
Conclui-se assim que a razão ideal de AMX/H2O2 para a degradação por
regente de Fenton é 0,043 e para AMP/H2O2 é 0,013. Esta avaliação é
fundamental em termos de custo do tratamento da matriz (efluente industrial).
Apesar da comprovada eficiência na redução da concentração dos
analitos estudados, há a necessidade de se avaliar a redução do parâmetro
DQO das oxidações por reagente de Fenton. As quantidades de H2O2
determinadas pelos estudos cinéticos para AMX e AMP servirão como base
para esses estudos.
Observou-se durante a realização dos ensaios de oxidação tanto para
AMX como para AMP, a formação de um resíduo sólido que permaneceu após
24 h do final do ensaio. Estudos mostram que a destruição dos compostos de
interesse assim como de seus intermediários pode ser prejudicada pela
86
formação de um precipitado durante a reação 110. Esse fato é relevante pois,
em processos promovidos por radiação UV, esses compostos provocam uma
diminuição no aproveitamento dos fótons emitidos pela fonte luminosa (natural
ou artificial), devido ao espalhamento, atrapalhando a degradação do
contaminante de interesse111. A formação desse precipitado pode também
favorecer a adsorção dos contaminantes, prejudicando o tratamento110.
4.7 Avaliação da razão de remoção da DQO no resíduo filtrado e sem filtração
Apesar do pH ácido (<3) ao final dos ensaios, a observação da formação
de um precipitado durante o processo de degradação, que persistia por mais
de 24 h após o término do ensaio, indicou a necessidade de um estudo que
avaliasse a remoção da DQO durante a degradação por reagente de Fenton
para AMX. A mistura reacional se constituiu de 1,43x10-4 mol de AMX: 9,79x10-
3 mol de H2O2: 2,0x10-4 mol de Fe2+, condição avaliada no ensaios como de
alto rendimento na degradação. Essa mistura foi colocada para reagir sob
agitação intensa e amostras coletada a cada 10 min para determinação da
DQO. A DQO foi obtida tanto do resíduo de degradação filtrado (em éster de
celulose, 0,45 µm) como sem filtrar. Os resultados obtidos para a DQO
normalizada encontram-se na figura 4.13 a seguir.
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
0 10 20 30 40 50 60
min
DQ
O n
orm
aliz
ada
AMXF filtrada AMXF sem filtrar
Figura 4.13: DQO normalizada para as soluções filtradas e sem filtrar da
degradação por reagente de Fenton para AMX.
87
Pode-se observar uma variação na razão de remoção da DQO entre
filtrado e não filtrado. A ausência do resíduo sólido levou a uma redução da
DQO de até 48% enquanto que na presença do mesmo, a redução não
ultrapassou 17%.
Pode-se concluir que no resíduo sólido estão presentes compostos
carbônicos que tanto podem ser o substrato orgânico que se pretende degradar
ou ainda fragmentos desse composto adsorvidos. Há a possibilidade de que
complexos de Fe3+ gerado pelo reagente de Fenton estejam se formando. Para
uma confirmação desses resultados, os resíduos sólidos foram devidamente
tratados e preparados para que se realizassem espectros de IR dos mesmos,
buscando a confirmação da presença de compostos carbônicos neste material.
4.7.1 Estudos dos resíduos sólidos gerados no processo de oxidação
A presença de íons Fe2+ nas soluções de AMX e AMP levaram à
formação de produtos solúveis, como pode ser observado nas figuras 4.14 (a)
e (c). A adição do H2O2, que promove a formação do reagente de Fenton, faz
com que se forme imediatamente uma substância insolúvel em água (figura
4.14 (b) e (d)) turvando a solução.
A formação de Fe3+ no meio reacional pode ser o responsável pela
formação do resíduo sólido observado. A constatação de que o uso prolongado
de antibióticos penicilânicos levava ao efeito clinico anemia, levantou a questão
sobre a possibilidade de formação de complexos entre o Fe3+ e os antibióticos
β-lactâmicos, o que foi confirmado por diversos estudos sobre a formação
desses complexos∗∗ 112,113,114,115.
∗∗ Anexo 2
88
AMX AMP
(a) (c)
0,5 min 5 min 0,5 min 5 min
(b) (d)
Figura 4.14: Detalhamento do comportamento da amostra em diferentes tempo
de reação (a) solução de AMX/Fe2+, t= 0 min (b) solução de AMX/Fe2+/H2O2, t=
0,5 e 5 min, (c) solução AMP/Fe2+, t= 0 min, (d) solução AMP/Fe2+/ H2O2, t= 0,5
e 5 min
Para os estudos dos resíduos sólidos formados nos processos de
oxidação por reagente de Fenton, as suspensões resultantes dos processos de
oxidação de AMX e AMP foram então filtradas (0,45 µm) e o resíduo sólido
obtido foi seco a vácuo. A temperatura de fusão dos mesmos foi determinada
sendo que ambos apresentaram Tfusão > 300 ºC, o que indica a formação de
sais inorgânicos. Para a confirmação da presença de compostos orgânicos,
obtiveram-se espectros de IR dos mesmos. As figuras 4.15 a 4.18 apresentam
os espectros de IR obtidos para matéria prima utilizada bem como para os
resíduos obtidos da degradação, possibilitando assim uma comparação entre
ambos.
Em destaque o pico referente ao estiramento CONH, νCONH,
aproximadamente 1775 cm-1, do anel β-lactama, característico das penicilinas.
89
3460.57 2969.74
1774.51
1686.421615.04
1584.651518.86
1462.46 1396.2
1314.161281.81 1248.71
1177.921121.51
1021.44
921.458
839.426803.666
657.296 558.844
0
50
100
150
4000 3000 2000 1000
Transmittance / Wavenumber (cm-1)
Fi le # 1 : AMX
Sample Description: KBr Sandra
Res=4 cm-1Scans= 10 Slow
Mode= 2 (Mid-IR)
Zero Fi l ling= 1 x
18/5/2006 11:26
Apod= Cosine
Figura 4.15: Espectro de IR de AMX PA.
3846.833832.53
3410.83
1631.55
1517.851458.84 1365.86
1277.98
1127.86
1038.47
791.948 580.887
60
80
100
120
4000 3000 2000 1000
Transmittance / Wavenumber (cm-1)
Fi le # 1 : AMX502
Sample Description: KBr Sandra
Res=4 cm-1Scans= 10 Slow
Mode= 2 (Mid-IR)
Zero Fi l ling= 1 x
18/5/2006 11:06
Apod= Cosine
Figura 4.16: Espectro de IR do resíduo sólido gerado na degradação de AMX
por reagente de Fenton.
90
3334.37
2940.33
2621.35
1774.771694.07
1644.061581.66 1525.32
1456.961392.031380.14
1364.431307.96
1257.321215.88
1186.941123.4
1075.381026.05
873.112848.034
802.194778.53 752.208
729.607692.297
669.136645.134
597.667523.609 498.457
469.337
0
50
100
4000 3000 2000 1000
Transmittance / Wavenumber (cm-1)
Fi le # 1 : AMP
Sample Description: KBr Sandra
Res=4 cm-1Scans= 10 Slow
Mode= 2 (Mid-IR)
Zero Fi l li ng= 1 x
18/5/2006 11:34
Apod= Cosine
Figura 4.17: Espectro de IR de AMP PA.
3846
3728.17
3422.91
1653.881637.34
1559.691541.8
1508.451457.94
1281.02
1120.61
1032.12
842.328
668.864
70
80
90
100
110
4000 3000 2000 1000
Transmittance / Wavenumber (cm-1)
Fi le # 1 : AMPF10
Sample Description: KBr Sandra
Res=4 cm-1Scans= 10 Slow
Mode= 2 (Mid-IR)
Zero Fi l ling= 1 x
19/5/2006 09:15
Apod= Cosine
Figura 4.18: Espectro de IR do resíduo sólido gerado na degradação de AMP
por reagente de Fenton
Os espectros IR apresentados indicam a presença de compostos
orgânicos no resíduo sólido. Pode-se observar que o pico característico das
penicilinas, 1775 cm-1, não aparece em destaque como para as matérias
primas, mas também não tem-se como afirmar que o anel beta-lactama não se
91
encontra presente. A banda larga entre 2.600 e 3.500 cm-1 indica a presença
de anel aromático, grupos carboxila, estiramento N-H e C=O da amida na
região de 2.600 cm-1 a 3.500 cm-1. A banda larga em torno de 1650 cm-1 pode
indicar o estiramento νCO de amida secundária que ocorre em torno 1.680 cm-1
e também de C=C aromático em aparece em 1.630 cm-1. As características
apresentadas nos espectros indicam à presença de grupos carbônicos tantos
no resíduo de AMX degradada por reagente de Fenton (AMX/F) quanto de
AMP degradada pelo mesmo processo (AMP/F)
A avaliação da redução de DQO é necessária na solução resultante do
processo de oxidação e não somente no filtrado. A possibilidade de formação
de complexos de Fe3+ com AMX e AMP não pode ser descartada, dessa forma
parte do substrato estaria sendo transferido para a fase sólida e não
degradado. Um ponto a ser avaliado a partir dos dados de IR é a possibilidade
de formação de subprodutos tóxicos devido a presença de moléculas orgânicas
resultantes da fragmentação das moléculas de AMX e AMP durante o processo
de oxidação.
4.8 Avaliação da redução da DQO
Considerando-se que a DQO é um dos parâmetros utilizados na
avaliação da qualidade de um efluente, por permitir que se determine a
presença de substâncias recalcitrantes, a avaliação da redução desse
parâmetro levará a determinação do grau de oxidação atingido na degradação.
Levando-se em conta os resultados obtidos para os tratamentos
oxidativos realizados para AMX e AMP e considerando-se a redução de
concentração do contaminante, optou-se pelo processo Fenton (Fe2+/H2O2)
para os ensaios de degradação avaliando-se a redução da DQO no processo.
A razão H2O2/Fe2+ foi mantida constante e a razão AMX/H2O2 foi
utilizada como parâmetro na determinação do grau de oxidação. O mesmo
trabalho foi desenvolvido para AMP. Nesta fase do trabalho, determinou-se a
melhor relação substrato orgânico/ [H2O2] que promovesse a oxidação sem a
92
formação do resíduo sólido. Esses estudos tiveram como base as informações
obtidas na literatura para penicilina G 65,66.
A remoção da DQO foi avaliada a partir do processo com melhor
rendimento na relação substrato orgânico/ reagente de Fenton. O sulfato de
ferro II heptahidratado foi o sal utilizado como fonte de Fe2+ em função do seu
baixo custo e por não causar interferência na determinação da DQO.
A tabela 4.9 apresenta as quantidades molares trabalhadas. As mesmas
condições para AMX e AMP foram executadas em função da possibilidade de
que misturas em concentrações variadas dessas duas substâncias possam
estar presentes em efluentes industriais.
Tabela 4.9: Quantidade de matéria (mol) presente nos ensaios de degradação
por reagente de Fenton para AMX.
Quantidade de matéria (mol) e razão molar
Ensaio (I) (II) (III) (IV)
AMX 1,4x10-3 1,4x10-3 1,4x10-3 1,4x10-3
H2O2 9,79x10-4 1,96x10-3 2,94x10-3 3,91x10-3
Fe2+ 1,0x10-4 2,0x10-4 3,0x10-4 4,0x10-4
AMX/
H2O2
1,43 0,71 0,47 0,36
AMX/
Fe2+
14 7 4,6 3,5
H2O2/
Fe2+
9,8 9,8 9,8 9,8
AMX/
(H2O2/
Fe2+)
1,4x10-3 1,4x10-3 1,4x10-3 1,4x10-3
Os resultados obtidos na remoção de DQO para a degradação de AMX
com reagente de Fenton durante os 60 min de ensaio encontram-se na figura
4.19.
93
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
0 30 60 90 120 150
min
DQ
O n
orm
aliz
ada
I II III IV
Figura 4.19: Remoção da DQO para os ensaios (I), (II), (III) e (IV) com AMX.
Pode-se concluir que a reação de oxidação ocorre nos primeiros 30 min
de reação, a partir dos quais, a reação mantêm-se praticamente constante sem
variações significativas com relação a redução da DQO. Uma explicação para
esse fato é que compostos refratários podem estar sendo formados ou ainda
que complexos de Fe imobilizam o catalisador diminuído a concentração de
radicais •OH formados.
A tabela 4.10 apresenta as quantidades de matéria (mol) trabalhadas
para AMP nos ensaios para avaliação da redução da DQO.
94
Tabela 4.10: Quantidade de matéria (mol) presente nos ensaios de degradação
por reagente de Fenton para AMP.
Número de mol em cada ensaio e razão molar
ensaio (I) (II) (III) (IV)
AMP 4,89x10-3 4,89x10-3 4,89x10-3 4,89x10-3
H2O2 9,79x10-4 1,96x10-3 2,94x10-3 3,91x10-3
Fe2+ 1,0x10-4 2,0x10-4 3,0x10-4 4,0x10-4
AMP/
H2O2
4,99 2,49 1,66 1,25
AMP/
Fe2+
48,9 24,45 16,3 12,25
H2O2/
Fe2+
9,8 9,8 9,8 9,8
AMP/
(H2O2/
Fe2+)
4,99x10-4 4,99x10-4 4,99x10-4 4,99x10-4
Os resultados obtidos na remoção de DQO para a degradação de AMP
com reagente de Fenton durante os 60 min de ensaio encontram-se na figura
4.20.
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
0 20 40 60 80 100 120 140
min
DQ
O n
orm
aliz
ada
(I) (II) (III) (IV)
Figura 4.20: Remoção da DQO para os ensaios (I), (II), (III) e (IV) com AMP.
95
Da mesma forma como observado para a degradação da AMX, pode-se
concluir que a reação de oxidação ocorre nos primeiros 30 min de reação, a
partir dos quais mantêm-se praticamente constante sem variações
significativas com relação a redução da DQO. A formação de compostos
refratários ou a complexação dos íons ferro, diminuiem a concentração do
catalisador e podem estar promovendo este comportamento.
As figuras 4.21 e 4.22 apresentam o detalhamento (aspecto visual) do
comportamento da degradação de AMX e AMP em diferentes tempos de ração.
Figura 4.21: Detalhe do comportamento da degradação de AMX por reagente
de Fenton para o ensaio (III) em diferentes tempos de reação. (a) AMX e Fe2+,
(b) após adição de H2O2 e de (c) a (j), a cada 5 min de reação.
Figura 4.22: Detalhe do comportamento da degradação de AMP por reagente
de Fenton para o ensaio (III) em diferentes tempos de reação. (a) solução de
AMP e Fe2+, (b) após adição de H2O2 e de (c) a (j), a cada 5 min de reação.
Apesar do pH próximo de 2, observa-se a formação de uma suspensão
que turva a solução. A formação de um complexo entre AMX e Fe3+ nessas
condições encontra-se relatado na literatura112. A razão AMX/H2O2 e AMP/H2O2
(a) (b) (c) (d) (e)
(f) (g) (h) (i) (j)
(a) (b) (c) (d) (e)
(f) (g) (h) (i) (j)
96
são fundamentais para que esse resíduo sólido não se forme durante a
degradação.
A figura 4.23 apresenta os aspectos visuais dos resíduos das
degradações com reagente de Fenton com AMX para os ensaios (I), (II), (III) e
(IV) após 60 min de reação. Pode-se observar a presença de sólidos,
provavelmente complexos de AMX com Fe3+, em (I) e (II). Já nos ensaios (III) e
(IV) não encontra-se resíduos sólidos, um indicativo de que a razão entre AMX
e H2O2/Fe2+ promove a degradação da matriz (solução do antibiótico) a
compostos refratários que não formam complexos insolúveis nas condições da
reação (pH<3).
Figura 4.23: Aspecto visual do resíduo da degradação AMX/reagente de
Fenton após 24 h. Ensaios (I), (II), (III) e (IV)
Os ensaios III e IV, onde não houve formação de resíduo sólido
insolúvel, apresentaram também os melhores rendimentos quanto à redução
da DQO na oxidação da AMX e AMP. Tem-se então as concentrações
utilizadas no ensaio IV como as mais promissoras.
Os resultados obtidos para a remoção da DQO, percentual de remoção,
para AMX e AMP no processo de degradação por reagente de Fenton,
encontram-se representados nas figuras 4.24 e 4.25.
Os resultados obtidos mostram que a razão AMX/H2O2 = 0,36 levou a
um rendimento na remoção de DQO de 75,62% enquanto que para AMP o
melhor rendimento foi obtido para a razão AMP/ H2O2 = 1,25 que resultou em
(I) (II) (III) (IV) (I) (II) (III) (IV)
(I) (II) (III) (IV)
97
uma remoção de 81,92% da DQO confirmando que o melhor rendimento foi
obtido a partir das soluções que não formaram resíduo sólido, estando assim o
catalisador livre para promover a formação dos radicais •OH, e a formação de
compostos refratários a partir da degradação da AMX e da AMP foi menor.
29,51
55,16
69,2975,62
0
20
40
60
80
100
(a) (b) ( c) (d)
ensaio
% d
e re
moç
ão d
e DQ
O
Figura 4.24: Razão de remoção da DQO para os ensaios (I), (II), (III) e (IV) com
AMX (tf= 60 min).
36,65
58,49
69,29
81,92
0,00
10,00
20,00
30,00
40,00
50,00
60,00
70,00
80,00
90,00
(a) (b) ( c) (d)
ensaio
% d
e re
moç
ão d
e DQ
O
Figura 4.25: Razão de remoção da DQO para os ensaios (I), (II), (III) e (IV) com
AMP (tf= 60 min).
98
4.9 Acompanhamento do pH Devido à dependência da eficiência do reagente de Fenton com relação
ao pH, há necessidade de um acompanhamento da sua variação durante a
degradação. A reação de formação do radical •OH por reagente de Fenton é
fortemente dependente do pH, somente em condições ácidas este radical é o
oxidante reativo predominante116.
Este estudo foi realizado para os ensaios que apresentaram melhor
rendimento, o ensaio (IV) tanto para AMX quanto para AMP.
Para AMX e AMP tem-se que o pH inicial da solução de trabalho se
encontra na faixa de 4,0. Estudos mostram que o pH próximo de 3 é uma
condição ótima para o uso do reagente de Fenton como oxidante117. A adição
do Fe2+ seguida pela de H2O2 leva o pH para aproximadamente 2,1.
A Tabela 4.11 apresenta as variações de pH para as degradações de
AMX e AMP bem como para o reagente de Fenton. A figura 4.26 apresenta a
variação do pH em função do tempo para o ensaio com melhor rendimento
tanto para AMX como para AMP. O regente de Fenton também foi
acompanhado quanto a variação de pH para uma comparação com as
soluções AMX e AMP em reação do regente de Fenton.
Tabela 4.11: Variação de pH em função do tempo de reação.
Tempo (min)/ pH 0 30 60 90
Reagente de Fenton 5,88 2,89 2,88 2,87
AMX/Fenton 4,69 2,09 2,06 2,05
AMP/Fenton 4,15 2,18 2,15 2,14
Os resultados mostram uma acidez maior para as soluções do reagente
de Fenton na presença de AMX e AMP com relação à solução do reagente
puro. A figura 4.26 apresenta o comportamento do pH para o reagente de
Fenton e para as soluções de AMX e AMX com o mesmo reagente durante um
período de 90 min.
99
1
2
3
4
5
6
7
0 20 40 60 80 min
pH
reagente de Fenton AMX/Fenton AMP/Fenton Figura 4.26: Variação do pH durante degradação AMX/Fenton, AMP/Fenton e
do reagente de Fenton.
Os resultados obtidos mostram que as degradações ocorrem em pH
ácido (abaixo de 3) definido como ótimo na literatura para o uso do reagente de
Fenton como oxidante.
Na presença de íons ferro, em pH baixo, pode-se ter reações de adição
de radicais •OH em anéis aromáticos ou em anéis heterocíclicos (também em
compostos com ligações insaturadas como alquenos e alquinos) promovendo a
liberação do próton H+ para o meio de acordo com a equação 4.1118.
OHH OHHOH
OH. .OH .OHCOOH
COOH
4.10 Cinética de reação com relação à DQO
A determinação do Kobs (∆DQO/ ∆t), assumindo a reação como de
pseudo 1ª ordem encontra-se representado na figura 4.27.
(4.1)
100
0
0,001
0,002
0,003
0,004
0,005
0,006
0,000 0,001 0,002 0,003 0,004 0,005H2O2 (mol)
Kobs
AMXAMP
Figura 4.27: Relação entre kobs e a concentração de H2O2 na degradação de
AMX e AMP por reagente de Fenton com relação à DQO.
Apesar da redução de DQO obtida para AMX/F e AMP/F, os ensaios não
mostram uma estabilidade quanto a velocidade da reação. Não foi observado
um limite máximo para H2O2 a partir do qual a velocidade de reação se torna
constante, logo quanto maior a concentração de peróxido melhor o rendimento
da reação, como mostram os resultados de redução da DQO. A limitação
quanto ao consumo de H2O2 para a degradação se deve ao custo do reagente.
4.11 Degradação de AMX por foto-Fenton promovido por radiação solar
O fato de Goiás possuir um pólo farmacêutico instalado com 23
indústrias e a facilidade da realização de reações foto-químicas promovidas por
radiação solar na região centro-oeste devido à disponibilidade da mesma
durante o período de maio a setembro, quando se tem céu claro e praticamente
sem nuvens, levou a que testes fossem realizados com o objetivo de avaliar-se
a redução da DQO de soluções de AMX utilizando o processo foto-Fenton
promovido por radiação solar. O local escolhido para os ensaios possui as
seguintes coordenadas: 16º40’ S e 49º 14’ O.
Um ensaio preliminar foi realizado com o objetivo de avaliar-se a
oxidação da matriz por foto-peroxidação. Após esses estudos, avaliou-se a
degradação da AMX por processo foto-Fenton nas mesmas concentrações
101
utilizadas para os ensaios sem a presença da radiação solar, avaliando-se a
redução da DQO para um período de 60 min de exposição com coleta de
amostras em intervalos de 10 min. A tabela 4.12 apresenta os valores de H2O2
e Fe2+ utilizados para os diferentes ensaios.
Tabela 4.12: Quantidade de matéria (mol) presente nos ensaios de degradação
por foto-Fenton para AMX.
Quantidade de matéria (mol) e razão molar
Ensaio (I) (II) (III) (IV) (V)
AMX 1,4x10-3 1,4x10-3 1,4x10-3 1,4x10-3 1,4x10-3
H2O2 3,91x10-3 9,79x10-4 1,96x10-3 2,94x10-3 3,91x10-3
Fe2+ 0 1,0x10-4 2,0x10-4 3,0x10-4 4,0x10-4
AMX/
H2O2
0,36 1,43 0,71 0,47 0,36
AMX/
Fe2+
- 14 7 4,6 3,5
H2O2/
Fe2+
- 9,8 9,8 9,8 9,8
AMX/
(H2O2/
Fe2+)
- 1,4x10-3 1,4x10-3 1,4x10-3 1,4x10-3
A figura 4.28 apresenta os resultados obtidos na redução da DQO
utilizando reagente de Fenton promovido por radiação solar.
102
1
40,8
56,8 60,1 60,64
0
20
40
60
80
100
1 ensaio
% d
e re
duçã
o de
DQ
O
I II III IV V
Figura 4.28: Percentagem de remoção de DQO para ensaios de degradação de
AMX por processo foto-Fenton, tf = 60 min.
Os resultados obtidos mostram que a redução de DQO não ultrapassou
os 60%, resultado este menor do que o obtido para a mesma relação de
AMX/H2O2 porem sem a presença da radiação solar (75%).
A turbulência no reator por agitação visando o melhor aproveitamento
dos fótons aliado ao aumento de temperatura do sistema pode ser pelo menor
rendimento da oxidação promovida por radiação solar frente a sem radiação. A
decomposição do H2O2 em O2 e H2O ocorre nestas condições. Neste caso, são
necessários estudos para que se encontre a condição ótima de oxidação do
poluente a um menor custo.
A figura 4.29 apresenta um acompanhamento na redução de DQO
durante os 60 min de ensaio em intervalos de 10 min.
00,10,20,30,40,50,60,70,80,9
1
0 10 20 30 40 50 60 min
DQ
O n
orm
aliz
ada
I II III IV V
Figura 4.29: Redução da DQO durante 60 min de ensaio.
103
As condições de reação para o ensaio (I) foram semelhantes as do
ensaio (V), com exceção da presença do Fe. O baixo rendimento para o ensaio
(I) confirma novamente a necessidade do catalisador para que se obtenha um
melhor resultado no processo de oxidação da matriz orgânica.
A figura 4.30 mostra um estudo cinético para o processo de degradação
utilizando foto-Fenton.
0
0,002
0,004
0,006
0,008
0,01
0,012
0,014
0 0,0005 0,001 0,0015 0,002 0,0025 0,003 0,0035 0,004 0,0045
H2O2 mL
Kobs
Figura 4.30: Estudo cinético da degradação de AMX por processo foto-Fenton.
O aumento da concentração de H2O2 não levou a um aumento na
velocidade da degradação. A decomposição térmica do peróxido de hidrogênio
pode ser a causa desta estabilidade.
A figura 4.31 apresenta o aspecto visual da degradação de AMX
utilizando o processo foto-Fenton promovido por radiação solar para o ensaio
com a maior redução de DQO.
(a) (b)
Figura 4.31: Aspecto visual da degradação de AMX por foto-Fenton em (a) t = 5
min e (b) t = 60 min.
A turvação da solução (Figura 4.32a) foi observada durante os primeiros
20 min de reação. Este fator pode estar ligado a uma redução da concentração
104
do radical •OH, pois limita a interação dos fótons com os reagentes
responsáveis pela formação destes radicais.
4.12 Avaliação da toxicidade dos produtos formados pela degradação de AMX e AMP utilizando reagente de Fenton.
A avaliação da toxicidade dos resíduos de degradação de AMX e AMP por
reagente de Fenton é necessária, considerando-se que, pelos resultados
obtidos com relação a redução da DQO, somente este processo de oxidação
não leva a uma mineralização total dos antibióticos estudados. O uso de
tratamentos combinados como químico/biológico podem ser adotados nestes
casos. Assim sendo, para que se possam utilizar sistemas de tratamento de
efluentes por lodo ativado ou reatores biológicos, há a necessidade de avaliar-
se o impacto dos produtos formados na oxidação dos poluentes em sistemas
biológicos. A avaliação da toxicidade utilizando biomonitores tem sido adotada
como um parâmetro para avaliação da qualidade de águas e efluentes. Essa
ferramenta avalia a resposta de organismos vivos às mudanças ocorridas
geralmente causadas por ações antropogênicas 68,70,119,120. Testes como os
utilizados neste trabalho são rápidos, simples e de baixo custo e ainda
permitem a avaliação de potenciais riscos a biota aquática.
4.12.1 Bioensaio utilizando o organismo teste Artemia salina (nauplii): avaliação da toxicidade aguda pela letalidade A avaliação da toxicidade aguda dos produtos formados a partir da
degradação de AMX e AMP por reagente de Fenton se deu pela sensibilidade
do nauplii (recém eclodido) de Artemia salina, crustáceo marinho, durante um
período que variou de 24 h a 72 h. O bioensaio com o crustáceo, que permite
determinar a DL50 (dose letal para 50% dos organismos), foi realizado em
solução com diferentes concentrações dos produtos de degradação dos
antibióticos AMX por processo Fenton (AMX/F) e AMP por processo Fenton
(AMP/F) como descrito no item 3.6.1 desta tese. A percentagem de indivíduos
105
mortos para ambos os antibióticos em diferentes condições de pH encontra-se
na tabela 4.13.
Tabela 4.13: Letalidade de resíduo de degradação de AMX por reagente de
Fenton para Artemia salina (t=24 h).
Ensaio % de morte
a) solução salina (CN) 0
b) AMX 0,0028 mol/L (pH= 4,6) 0
c) AMX/ Fenton – resíduo, (pH=2,3) 100
d) AMX/Fenton – resíduo filtrado em 0,45 µm (pH=2,3) 100
e) AMX/Fenton – resíduo (pH=7) 100
f) AMX/Fenton – resíduo filtrado em 0,45 µm (pH=7,0) 100
CN: controle negativo
Os dados apresentados na tabela 4.13 mostram a letalidade dos
produtos de degradação da AMX. Pode-se observar que tanto em pH
fortemente ácido (2,3) como em pH neutro, este fato se repete, o que leva a
necessidade de ensaios que permitam avaliar a concentração na qual a
letalidade seja para 50% dos indivíduos (DL50).
O mesmo estudo foi realizado para os produtos de degradação de
AMP/F. Os dados encontram-se na tabela 4.14.
Tabela 4.14: Letalidade de resíduo de degradação de AMP por reagente de
Fenton para Artemia salina (t=24h).
Ensaio % de morte
a) solução salina (CN) 0
b) AMP 0,0032 mol/L (pH= 4,8) 0
c) AMP/Fenton – resíduo, (pH =2,8) 100
d) AMP/Fenton – resíduo filtrado em 0,45 µm (pH=2,8) 100
e) AMP/Fenton – resíduo (pH=7) 50
f) AMP/Fenton – resíduo filtrado em 0,45 µm (pH=7,0) 30,5
CN: controle negativo
Neste caso, observa-se uma menor letalidade aguda para os resíduos
em pH neutro frente ao apresentado pela AMX.
106
A tabela 4.15 apresenta os resultados obtidos (percentual de indivíduos
mortos) para os ensaios realizados com soluções de produtos de degradação
de AMX/F após neutralização e diluídos com solução salina 3,5%, por um
período de 72 h.
Tabela 4.15: Percentual de mortes de Artemia salina de acordo com a
concentração para produtos de degradação de AMX/F.
% mortes
Concentração %(v/v)
24 h 48 h 72 h
90 100 100 100
80 30 60 100
70 10 50 90
60 0 40 90
50 0 50 90
25 0 50 90
CN 0 0 0
Os resultados obtidos mostram que a solução com fator de diluição de
90%(v/v) provocou a morte de 100% dos indivíduos após 24 h. As soluções
com diluições inferiores a 70% apresentaram um índice de letalidade de 50%
(DL50) após 48 h de ensaio.
O acompanhamento quanto à letalidade para as diferentes
concentrações dos produtos formados pela degradação de AMX/F encontra-se
na figura 4.32.
107
0
20
40
60
80
100
0 24 48 72
h
% d
e m
orte
CN 25% 50% 60% 70% 80% 90%
Figura 4.32: Acompanhamento da letalidade para Artemia salina dos produtos
da degradação de AMX/F.
Um estudo semelhante com Artemia salina foi realizado para resíduos
de degradação de AMP/F. A tabela 4.16 apresenta os resultados de percentual
de mortes de Artemia salina a cada 24 h, de acordo com o fator de diluição
testado para os resíduos de degradação de AMP/F após neutralização.
Tabela 4.16: Percentual de mortes de Artemia salina de acordo com a
concentração para produtos de degradação de AMP/F.
% mortes
Concentração % (v/v)
24h 48h 72h
90 20 40 100
80 10 30 60
70 0 20 80
60 0 20 70
50 0 20 50
25 0 30 50
CN 0 10 30
108
Os resultados mostram que as soluções com fatores de diluição
menores que 50% apresentaram um índice de morte dos indivíduos menor ou
igual a 50% (DL50) após 72 h de ensaio.
A figura 4.33 apresenta um acompanhamento dos resultados obtidos
para avaliação da dose letal de acordo com a concentração de produtos
formados pela degradação de AMP/F em um período de 72 h.
0
20
40
60
80
100
0 24 48 72
h
% in
diví
duos
mor
tos
0% 25% 50% 60% 70% 80% 90%
Figura 4.33: Acompanhamento da letalidade para Artemia salina dos produtos
da degradação de AMP/F
Os produtos de oxidação apresentam um comportamento diferenciado
quanto a toxicidade frente a Artemia salina. Os produtos gerados na
degradação de AMX/F apresentaram uma DL50 após 48 h de ensaio para
soluções com diluição menores do que 70% (v/v). Para os resíduos de
degradação de AMP/F a DL50 foi obtida para as soluções com diluição menor
do que 50% (v/v), porém após 72 h de ensaio. Conclui-se assim que os
produtos de degradação da AMP apresentam menor toxicidade aguda para o
organismo estudado do que os da AMX.
Considerando-se que o fator de diluição entre o tanque de desativação e
o de equalização na indústria farmacêutica estudada atinge 83,4% (v/v), pode-
se concluir que é maior do que o fator de diluição obtido para a definição do
DL50 dos produtos de degradação dos antibióticos.
109
4.12.2 Bioensaio utilizando o organismo teste Allium cepa Uma outra avaliação da toxicidade dos produtos gerados pela oxidação
de AMX e AMP utilizando reagente de Fenton foi realizada utilizando-se o
sistema teste Allium cepa. Esse teste tem sido aplicado para avaliação de
águas superficiais e efluentes pela avaliação de aspectos macroscópicos como
a inibição do crescimento da raiz e turgescência e citológicos como aberrações
na metáfase e anáfase ou ainda inibição da divisão celular.
4.12.2.1 Avaliação da toxicidade pela inibição do crescimento das raízes Para a realização dos ensaios, foram preparadas soluções dos produtos
de degradação de AMX/F e AMP/F, com pH ajustado para 7,0 e filtradas,
variando as diluições de 100% a 0,25% (v/v) em água destilada. A avaliação do
crescimento radicular foi realizada em um período de 120 h e as medidas do
comprimento das raízes tomadas a cada 24 h.
A figura 4.34 apresenta a variação do comprimento médio das raízes em
função da diluição dos resíduos de degradação de AMX para 120 h de ensaio.
Observa-se que soluções com diluições acima de 10% não permitiram o
crescimento das raízes, nestas concentrações ocorreu necrose dos bulbos, o
que impediu o crescimento das mesmas.
100% 50% 10%5%
2,50%
1,00%0,50%0,25% AMX
CN
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
3,5
0,00
com
prim
ento
de
raiz
CN: controle negativo
Figura 4.34: Crescimento radicular médio em função da diluição dos resíduos
da degradação de AMX/F (t=120h).
110
A média de crescimento das raízes para a solução com fator de diluição
de 5% foi 89,5% menor do que o CN enquanto que para as soluções 1,0%,
0,50% e 0,25% foram de 27%, 31% e 22 % respectivamente. As soluções com
diluição acima de 10% inibiram totalmente o crescimento das raízes, a
turgescência (mudança de cor e deformação nas raízes) foi observada para
soluções acima de 5%.
A figura 4.35 apresenta uma relação entre o crescimento das raízes e o
CN para as soluções que apresentaram maior crescimento.
100
73,87
0 08,58
33,22
73,29 69,9178,08
0
10
20
30
40
5060
70
80
90
100
1
cres
cim
ento
%
CN AMX 50% 10% 5% 2,5% 1% 0,5% 0,25%
Figura 4.35: Crescimento radicular com relação do controle negativo (t=120 h).
Os resultados mostram claramente uma relação entre a concentração
dos produtos de degradação e o crescimento da raiz. A solução diluída a 2,5%
teve seu crescimento 66,78% menor do que o CN. O maior crescimento com
relação ao CN foi obtido para a solução diluída a 0,25%, sendo este 21,92%
menor que CN.
As diluições acima de 0,5% apresentaram redução de crescimento de
raiz maior do que para a solução de AMX.
Os resultados obtidos para o tamanho médio das raízes e tamanho da
maior raiz nas soluções dos produtos da degradação de AMX após 120 h de
ensaio, encontram-se na tabela 4.17.
111
Tabela 4.17: Valores médios de comprimentos da raiz (cm) em soluções dos
produtos de degradação de AMX por reagente de Fenton.
Diluição % maior raiz média desvpad intervalo n 2,5 2,5 0,788 0,61 0,1-2,5 45 1,0 3,6 1,498 1,00 0,3-3,6 50 0,5 3,2 1,429 0,85 0,4-3,2 46 0,25 3,7 1,596 1,00 0,4-3,7 61 AMX 3,3 1,511 0,94 0,3-3,3 76 CN 5 2,044 1,38 0,3-5,0 67
Com relação a maior raiz, observa-se que para a solução diluída a 2,5%,
a mesma atingiu 50% do CN. Para a solução diluída a 0,25%, o comprimento
da maior raiz atingiu 74% do CN.
A figura 4.36 apresenta o acompanhamento do crescimento das raízes
durante as 120 h de ensaio em intervalos de 24 h.
0
0,5
1
1,5
2
2,5
0 24 48 72 96 120
h
cm
2,5% 1,0% 0,5% 0,25% AMX CN
Figura 4.36: Curva de crescimento em diferentes diluições para as 120 h de
ensaio.
A curva para o CN apresentou uma boa linearidade (y = 0,0222x -
0,6158) com r= 0,9821.
A figura 4.37 apresenta o efeito macroscópico dos produtos de
degradação da AMX/F no crescimento da raiz nas soluções com diluição
abaixo de 2,5%.
112
Figura 4.37: Aspecto visual (efeito macroscópico) (a) CN, (b) 2,5%, (c) 1,0%,
(d) 0,5% e (e) 0,25%
Os resultados para o bioensaio com resíduos de degradação de AMP/F
encontram-se apresentados a seguir.
A figura 4.38 apresenta a variação do tamanho das raízes em função da
diluição dos resíduos de degradação após 120 h de ensaio para as soluções
que permitiram o desenvolvimento de raízes. As soluções acima de 50% de
resíduo de degradação promoveram a necrose dos bulbos de Allium cepa, e
deformação nas raízes. A turgescência foi observada para soluções acima de
10%.
50%
10%5% 2,50% 1% 0,50% 0,25%
AMP
CN
0
0,5
1
1,52
2,5
3
3,5
4
ensaio
cm
Figura 4.38: Crescimento da raiz após 120 h nas diferentes soluções.
As soluções com diluições menores do que 10% apresentaram
crescimento maior que para a solução de AMP.
A figura 4.39 apresenta o percentual de crescimento das raízes com
relação ao CN.
(a) (b) (c) (d) (e)
113
100
40,07
27,63
65,31
84,62 80,68 80,75 82,37 78,86
0102030405060708090
100
1
% d
e cr
esci
men
to
CN AMP 50% 10% 5% 2,50% 1% 0,50% 0,25%
Figura 4.39: Percentual de crescimento radicular com relação ao CN.
A figura 4.40, Diagrama de Pareto, apresenta os resultados do
crescimento radicular para soluções AMP/F de acordo com a freqüência
destacando que diluições acima de 10% e AMP possuem diferença significativa
de acordo com o teste t-student (p>0,01)
100
84,62 82,37 80,68 80,75 78,86
65,31
40,07
27,63
0102030405060708090
100
1
% d
e cr
esci
men
to
CN 5% 0,50% 2,50% 1% 0,25% 10% AMP 50%
Figura 4.40: Diagrama de Pareto para os ensaios com diferentes diluições dos
produtos de degradação de AMP/F.
Todas as soluções com diluições menores do que 10% apresentaram
crescimento acima de 50% do CN. Para AMP, as raízes atingiram 37,63% do
CN.
114
A inibição do crescimento das raízes em soluções acima de 50%
apresentou-se maior do que para a solução de AMP.
A figura 4.41 apresenta o acompanhamento do desenvolvimento das
raízes no período de 120 h para as soluções com diluição menores do que
50%.
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
0 24 48 72 96 120h
cm
50% 10% 5,0% 2,5% 1,0% 0,5%0,25% AMP CN
Figura 4.41: Curva de crescimento nas diferentes concentrações para as 120 h
de ensaio.
A curva para o CN apresentou uma boa linearidade (y = 0,0246x -
0,6657) com r= 0,9855.
Os resultados obtidos para toxicidade dos produtos da
degradação de AMP após 120 h de ensaio com relação ao crescimento das
raízes encontram-se na tabela 4.18.
Tabela 4.18: Valores médios de comprimentos da raiz (cm) em soluções dos
produtos de degradação de AMP por reagente de Fenton.
Diluição % maior raiz média desvpad intervalo n 2,5 3,7 1,955 1,15 0,4-3,7 88 1 3,1 1,957 1,16 0,2-3,1 89
0,5 4,1 1,996 1,11 0,3-4,1 82 0,25 4,5 1,911 1,11 0,3-4,5 87 AMP 3 0,978 0,73 0,3-3,0 61 CN 4,9 2,420 1,36 1,2-4,9 99
115
Quanto ao comprimento da maior raiz, as soluções abaixo de 2,5%
mostraram um crescimento maior que para AMP. O mesmo comportamento foi
observado com relação ao número total de raízes
A figura 4.42 apresenta o efeito macroscópico dos produtos de
degradação da AMP no crescimento da raiz nas soluções diluídas.
Figura 4.42: Aspecto visual (efeito macroscópico) (a) CN, (b) 2,5%, (c) 1,0%,
(d) 0,5% e (e) 0,25%
4.12.2.2 Análise das alterações do ciclo celular mitótico A análise de possíveis alterações do ciclo celular mitótico permite a
observação de efeitos das substâncias sobre os organismos teste. Testes
como estes são indicadores de eventuais mutações no conteúdo genético
celular.
A Tabela 4.19 apresenta os resultados da análise citogenética
observados após a exposição das células meristemáticas à solução de AMX e
o respectivo controle negativo. Para as soluções de AMX/F neutralizadas não
foi possível a realização da análise microscópica das células devido ao estado
de intensa degradação dos bulbos.
(a) (b) (c) (d) (e)
116
Tabela 4.19. Resultados da análise citogenética observados em células meristemáticas de Allium cepa.
Células Analisadas A+M ƒ(A+M) ana ƒBN
CN 1194 209 0 0,002
AMX/Fenton 100%
NA NA NA NA
AMX/Fenton 50%
NA NA NA NA
AMX 1203 210 0,15 0,004
Legenda: A+M = Número de anáfase e metáfases analisadas; ƒ(A+M) an = Frequência de anáfases e metáfases anormais; ƒBN = Frequência de células binucleadas. NA = Não avaliado. A necrose das raízes de A. cepa para as soluções com concentrações
de 100% e 50% dos produtos de degradação de AMX/F pode ser observada na
figura 4.43.
Figura 4.43. Estágio de degradação do sistema radicular dos bulbos de Allium
cepa expostos aos resíduos neutralizados de AMX tratada pelo processo
Fenton.
A Figura 4.44 apresenta fotomicrografias de células normais e de
alterações possíveis de serem observadas durante as diferentes fases do ciclo
celular como resultantes das ações clastogênica e/ou aneugênica dos produtos
de degradação por processo Fenton.
No CN não foi observado a presença de micronúcleos e de nenhuma
metáfase e anáfase com alterações na migração cromossômica, entretanto a
frequência de binucleações celulares foi de 0,002. As células meristemáticas
117
expostas à solução AMX apresentaram uma frequência metáfases/anáfases
anormais igual a 0,15 e de células binucleadas igual a 0,004. Não foram
observados micronúcleos em nenhuma das células expostas à solução AMX.
Há uma evidente ação microtúbulo despolimerizante da solução AMX
100%, pois foi encontrado aumento significativo (p = 0,03) na frequência de
metáfases e/ou anáfases anormais quando comparada com o CN. A ação
microtúbulo despolimerizante da solução avaliada permite caracterizá-la como
substância aneugênica e/ou clastogênica. Estas ações promovem um efeito
severo na célula impedindo a segregação simétrica do material genético
durante a divisão celular.
Figura 4.44. Fotomicrografias das células meristemáticas de Allium cepa. (A) Núcleo interfásico; (B) e (C) Núcleos na prófase; (D) Núcleo metafásico com fragmento cromossômico; (E) Anáfase precoce normal: (F) Anáfase com pontes cromossômicas, (G) e (H) Anáfase e Metáfase normais, respectivamente; (I) Distribuição metafásica anormal; (J) Célula Binucleada e (L) Células interfásicas normais.
118
Os produtos, em altas concentrações (AMX/FNT 100% e AMX/FNT
50%), resultantes da degradação da AMX pelo processo Fenton, apresentam
uma toxicidade capaz de desencadear processos de morte celular em bulbos
de Allium cepa. Mas é importante lembrar que não podemos admitir tais
eventos, avaliando somente um único teste. Por outro lado, a liberação de
antibióticos no meio ambiente, não somente poderá induzir a seleção de
linhagens de microorganismos resistentes, como poderá aumentar o nível de
genotoxidade nos animais que habitam ecossistemas aquáticos, visto que a
frequência de micronúcleos observada nas células meristemáticas expostas à
solução AMX foi diferente da frequência de micronúcleos nas células do CN.
Uma vez que o organismo teste utilizado nesse estudo parece ter boa
correlação com testes realizados em mamíferos, é preocupante a eventual
possibilidade destes produtos de degradação, presentes nos ambientes
aquáticos apresentarem potencialidade para causar problemas à saúde
humana, uma vez que as alterações registradas neste estudo são também
apontas como alterações relacionadas à carcinogênese.
Uma complementação deste estudo se faz necessária para a
identificação da atividade genotóxica de soluções diluídas. O efeito das
diluições a 5%, 2,5% e 1% dos produtos de degradação de AMX na divisão
celular e comportamento cromossômico de Allium cepa encontram-se na tabela
4.20.
Todas as concentrações estudadas apresentaram distúrbios na mitose.
A solução diluída a 5% apresentou um IM equivalente ao do CP, sendo que
para as demais os resultados foram menores mas ainda superiores ao CN.
Quanto a presença de AC, pode-se observar que nas soluções a 1,0%
apresenta-se igual ao CP sendo maior para as soluções a 2,5% e 5,0%. Este
quadro indica possível efeito citotóxico e genotóxico para as soluções
estudadas.
119
Tabela 4.20: Efeito citológico dos produtos de degradação de AMX por
reagente de Fenton
diluição IM MN AC Total AC Células
analisadas N (%) p n (%) p n (%) p
5.0% 8.2±0.94 4
(0.20) 0.1832
6
(0.30) 0.1465
10
(0.50) 0.1465 2000
2.5% 6.2±1.21 3
(0.15) 0.4678
5
(0.25) 0.1832
8
(0.40) 0.0650 2000
1.0% 6.2±0,72 3
(0.15) 0.4678
4
(0.20) 0.1832
7
(0.35) 0.0336 2000
CN 5.4±0,78 1
(0.05) -
1
(0.05) -
2
(0.10) - 2000
CP 8.3±1.65 5
(0.25) 0.1832
4
(0.20) 0.1832
9
(0.45) 0.1465 2000
Testes t de Student e Kruskal –Wallis, IM: índice mitótico, MN: micronúcleos,
AC: anomalias cromossômicas, p< 0,05. CN: controle negativo, CP: controle
positivo.
A avaliação do efeito de soluções diluídas a 5%, 2,5% e 1% dos
produtos de degradação de AMP na divisão celular e comportamento
cromossômico de Allium cepa encontram-se na tabela 4.21.
Os resultados mostram um IM para todas as soluções de resíduos de
degradaçãode AMP/F estudadas comparáveis ao encontrado para o CP. Com
relação as AC, estas apresentam-se superiores ao CN com exceção para a
solução a 5%. Observa-se também anomalias em todas as soluções estudadas
indicando potencial para efeitos citotóxicos e mutagênicos.
120
Tabela 4.21: Efeito citológico dos produtos de degradação de AMP por
reagente de Fenton
Dilução IM MN AC Total AC Células
analisadas N (%) p n (%) p n (%) p
5.0% 7.4±1.022
(0.10) 1.0000
0
(0.00) 0.3910
2
(0.10) 0.6376 2000
2.5% 6.1±1.162
(0.10) 1.0000
4
(0.20) 0.0576
6
(0.30) 0.2151 2000
1.0% 7.6±0.842
(0.10) 1.0000
4
(0.20) 0.2151
6
(0.30) 0.3910 2000
CN 5.4±1.192
(0.10) -
1
(0.05) -
3
(0.15) - 2000
CP 8.9±2.425
(0.25) 0.3910
5
(0.20) 0.3910
10
(0.50) 0.0060 2000
Testes t de Student e Kruskal –Wallis, IM: índice mitótico, MN: micronúcleos,
AC: anomalias cromossômicas, p< 0,05. CN: controle negativo, CP: controle
positivo.
As figuras 4.45 a 4.53 apresentam imagens microscópicas das células
de Allium cepa para as soluções diluídas dos resíduos de degradação de AMX
e AMP por reagente de Fenton e as anomalias encontradas.
As diversas fases da divisão celular para células normais podem ser
observadas nas figuras 4.45 e 4.46, obtidas de lâminas preparadas a partir do
CN (água de abastecimento).
121
Figura 4.45: Mitose normal
Figura 4.46: Prófase, metáfase e telófase normais
A figura 4.47 mostra, em destaque, a presença de micronúcleos nas
raízes tratadas com produtos de degradação de AMX por reagente de Fenton
(AMX/F) a 5% de diluição.
122
Figura 4.47: Presença de micronúcleos em AMX/F 5,0%
A formação de micronúcleos é uma das aberrações cromossômicas que
podem ser observadas quando da presença de substâncias citotóxicas e
genotóxicas em solução.
Na figura 4.48, 4.49 e 4.50 observa-se quebras cromossômicas e na
figura 4.51 ponte cromossômica.
Figura 4.48: Quebras cromossômicas, AMX/F 5,0%
123
Figura 4.49: Quebra cromossômica AMX/F, 2,5%
Figura 4.50: Quebra cromossômica, AMX/F 1%
Figura 4.51: Ponte cromossômica, AMX/F 1%
124
A figura 4.52 apresenta a ocorrência de aberrações cromossômicas em
raízes tratadas com produtos de degradação de AMP por reagente de Fenton
(AMP/F)
Figura 4.52: Perda cromossômica AMP/F 2,5%.
As ações observadas promovem um efeito severo na célula impedindo a
segregação simétrica do material genético durante a divisão celular. Os
produtos, em altas concentrações (AMX/F 100% e AMX/F 50%), resultantes da
degradação da AMX pelo processo Fenton, apresentam uma toxicidade capaz
de desencadear processos de morte celular em bulbos de Allium cepa. Mas é
importante lembrar que não podemos admitir tais eventos, avaliando somente
um único teste. Por outro lado, a liberação de antibióticos no meio ambiente,
não somente poderá induzir a seleção de linhagens de microorganismos
resistentes, como poderá aumentar o nível de genotoxidade nos animais que
habitam ecossistemas aquáticos, visto que a frequência de micronúcleos
observada nas células meristemáticas expostas à solução AMX 100% foi
diferente da frequência de micronúcleos nas células do Grupo Controle (p =
0,04).
Uma vez que o organismo teste utilizado nesse estudo parece ter boa
correlação com testes realizados em mamíferos, é preocupante a eventual
possibilidade desses produtos de degradação, presentes nos ambientes
aquáticos, apresentarem potencialidade para causar problemas à saúde
125
humana, uma vez que as alterações registradas neste estudo são também
apontadas como alterações relacionadas à carcinogênese.
4.13 Ensaio de Biodegradabilidade
A avaliação da biodegradabilidade de um afluente para uma estação de
tratamento de efluentes que usa um sistema biológico (por exemplo lodo
ativado) é fundamental para que se mantenha a eficiência desse sistema. A
biodegradabilidade de substâncias orgânicas pode ser medida pela razão
DBO5/DQO que permite avaliar o potencial de mineralização pelos
microorganismos. A tabela 4.22 apresenta um estudo da DBO5, da DQO e
biodegradabilidade para os efluentes gerados tanto pelo processo convencional
(hidrólise básica) como pela degradação por processo Fenton de efluentes
gerados pela produção industrial de AMX e AMP (efluente bruto) após
neutralização.
Tabela 4.22: Avaliação de DBO5, DQO e parâmetros de biodegradabilidade
para efluente industrial, efluente hidrolisado e efluente degradado por reagente
de Fenton.
Parâmetro Efluente bruto
Efluente hidrolisado
Efluente degradado por reagente de Fenton (n=2)
DQO (mg/L O2) 4.180 3.340 1.579,5
redução da DQO 20,1% 62,21%
DBO5 (mg/L O2) 2.120 1.240 450
redução da DBO5 41,50% 78,77%
DBO5/DQO 0,507 1,972 0,410
DQO/DBO5 1,972 2,696 2,437
126
Os valores obtidos mostram uma redução na DBO5 de 41,5% para o
efluente hidrolisado e de 67,6% para o efluente tratado com reagente de
Fenton. Quanto à DQO, obteve-se uma redução de 20,1% para o efluente
hidrolisado e de 57,1% para o tratado com reagente de Fenton.
A razão DBO5/DQO ≥ 0,5 indica degradação biologica rápida 87, para
valores menores que 0,5, é possível que substâncias químicas recalcitrantes
estejam presentes. Desta forma, os resultados apresentados na tabela 4.22
mostram que tanto o efluente hidrolisado como o degradado a razão é menor
do que 0,5, não indicando eficiência no uso de tratamento biológico para os
mesmos.
Após a degradação por processo Fenton do efluente bruto, o mesmo foi
neutralizado, o que levou a formação de um produto insolúvel. Este foi então
separado por filtração, seco a vácuo e analisado quanto a presença de
compostos orgânicos por IR. A figura 4.53 apresenta os espectros de IR
obtidos tanto para o resíduo gerado a partir do tratamento de efluente bruto
industrial como também por soluções sintéticas de AMX e AMP que passaram
pelo mesmo tratamento.
127
Figura 4.53: Espectro de IR do resíduo sólido formado na neutralização da solução de degradação de AMX/Fenton(verde),
AMP/Fenton(vermelho) e efluente bruto da industrial/Fenton(azul).
128
Os espectros de IR não apresentam o pico característico das penicilinas,
νCON em 1775 cm-1, porém há a indicação da presença de anel aromático,
grupos carboxila, estiramento N-H e C=O da amida na região de 2.600 cm-1 a
3.500 cm-1. Outro destaque é para a banda larga em torno de 1650 cm-1, que
pode ser devido ao estiramento νCO de amida secundária, que se apresenta em
torno 1.680 cm-1 e também de C=C aromático em 1.630 cm-1.
Os resultados apresentados para os espectros no IR demonstram a
presença de compostos carbônicos nos resíduos sólidos provenientes da
neutralização dos produtos de degradação por reagente de Fenton. Dessa
forma confirma-se que a mineralização dos poluentes não ocorre totalmente.
4.14 Custos operacionais da degradação utilizando reagente de Fenton
O custo operacional é um importante ponto a ser discutido quando se
avalia a implantação de uma nova metodologia para a degradação de
poluentes.
O custo de implantação de um tratamento deve considerar os
procedimentos de Engenharia Econômica (depreciação, custos envolvidos,
equipamentos, obras, consumo de energia elétrica, reagentes e mão de obra).
Um exemplo é a utilização do reagente de Fenton no tratamento de lixiviado de
aterro sanitário. Nesse caso, foi estimado que para um sistema com
capacidade de tratamento de 10.000 L/dia, em sistema de batelada, o
investimento deve ser de aproximadamente R$ 60.000,00. Para a operação, o
investimento necessário é de R$ 3.300,00 como custo fixo e R$ 0,023/litro de
lixiviado 121.
O custo estimado baseando-se em reagentes PA, consumidos na
hidrólise básica, tratamento adotado atualmente pelas indústrias produtores de
antibióticos penicilânicos, é o seguinte:
3 m3 de efluente consomem 2.350 g de NaOH e 2,6 L de HCl PA.
1 L de efluente consome 0,783 g de NaOH e 0,86 mL de HCl PA.
NaOH = R$ 18,00 /kg R$ 0,014/L de efluente
HCl = R$ 20,00 /L R$ 0,017/L de efluente
129
levando a um total de R$ 0,031/L de efluente sem considerar o custo fixo.
Para o tratamento do mesmo efluente utilizando-se as concentrações de
Fe/H2O2 estabelecidas para o reagente Fenton neste trabalho, tem-se o custo
para os reagentes (PA) na oxidação de:
1 L de efluente consome:
336 mg de Fe (1,668 g de FeSO4.7H2O)
15 mL de H2O2 30%
FeSO4.7H2O = R$ 11,00/kg R$0,018 / L de efluente
H2O2 30% = R$ 180,00/L R$ 2,70 /L de efluente
o que leva a um total de R$ 2,72/L de efluente isto é, um custo 272
vezes maior que o processo atualmente adotado em termos de reagentes.
Pignatello et al. (2006)109 levantam alguns fatores importantes que
devem ser observados quando se seleciona uma tecnologia para aplicação ao
tratamento de efluentes: amortização do investimento, custo de instalação,
custo operacional, qualidade do efluente, manutenção, segurança, robustez
entre outras. Com relação aos POA, aborda que os custos não são
frequentemente levantados, que muitas vezes não se utiliza nos ensaios
efluentes in natura, que quando consideram o custo da energia elétrica
desconsideram o custo dos reagentes, alguns estudos ignoram operações tais
como filtração e/ou neutralização, que o uso de energia solar minimizaria o
custo com energia elétrica e que a projeção é para um único tipo de poluente.
Avaliando-se o custo operacional envolvendo apenas os reagentes
químicos, a nível de PA, consumidos observa-se que o mesmo é 272 vezes
maior do que o tratamento por hidrólise básica.
Apesar do custo mais elevado para o tratamento proposto, um ponto
importante que não é abordado por Pignatello et al. (2006)109 é o custo
ambiental com a redução da presença de compostos farmacêuticos ativos
como antibióticos no ambiente aquático.
4.15 Quantidade de ferro utilizada comparada com a legislação em vigor
A utilização de sais de ferro para a decomposição catalítica do peróxido
de hidrogênio apresenta-se como uma solução de custo menos elevado em
130
relação aos outros POA pois utiliza um catalisador de baixo custo, o sulfato de
ferro II, que é resíduo de indústria de produção de aço 121.
O custo ambiental deve ser levado em consideração quando se trata
efluentes, logo, a concentração de Fe2+ presente no efluente pós-tratamento
deve respeitar a legislação vigente, CONAMA 357/0573.
A legislação estabelece que o padrão de lançamento direta ou
indiretamente nos corpos de água (CONAMA 357/2005, cap. IV, art. 34, §5º)
deve ser de 15 mg/L de Fe. O processo proposto para o tratamento do efluente
utilizando reagente de Fenton nesta tese consome 336 mg/L de Fe.
Considerando-se que na ETE da indústria que forneceu as amostras de
efluente bruto após a degradação, os produtos formados são descartados no
tanque de equalização para em seguida passarem pelo tratamento biológico
(tratamento combinado POA/biológico), tem-se, portanto, uma concentração
final de Fe atingindo 7,0 mg/L, menor do que o limite estabelecido pela
legislação vigente.
A figura 4.54 apresenta o fluxo dos efluentes da linha de produção dos
antibióticos penicilânicos na indústria amostrada bem como o volume dos
tanques. Pode-se observar a diluição que ocorrerá nos tanques de tratamento
antes de ser descartado na rede publica de esgoto.
Figura 4.54: Fluxo do efluente penicilânico em uma indústria de Goiás
Tanque de desativação: 336 mg Fe/L (3 m3)
Diluição: 6x
Tanque de equalização: 56 mg Fe/L (18 m3)
Diluição: 8x
Tanque de aeração: 7 mg Fe/L (154 m3)
131
Neste capítulo foram apresentados os resultados obtidos a partir das
metodologias adotadas para avaliação da oxidação dos antibióticos beta-
lactâmicos amoxicilina e ampicilina, a toxicidade dos produtos gerados pelo
processo de oxidação definido como ideal (reagente de Fenton), o custo em
termos de consumo de reagentes comparado ao sistema de tratamento de
efluentes adotado pelas indústrias produtoras desses antibióticos e finalmente
a avaliação da presença de Fe no produto final frente aos parâmetros legais.
No próximo capítulo encontram-se as conclusões deste trabalho e
perspectivas de trabalhos futuros.
132
CAPÍTULO 5 CONCLUSÕES E PERSPECTIVAS
133
5.1 Conclusão
Os compostos farmacêuticos ativos possuem moléculas complexas e
com atividade biológica específica. A presença de AMX e AMP no meio
ambiente pode gerar impactos de grandes proporções. O estudo da oxidação
buscando formas de mineralizá-las coloca-se como uma necessidade frente às
pesquisas ambientais.
Dada a importância para a saúde pública do uso dos antibióticos
amoxicilina e ampicilina, sua taxa de excreção e também de seu aporte
ambiental, torna-se indiscutível a necessidade de estudos que permitam a
avaliação da degradação dos mesmos.
Os resultados obtidos para os diferentes POA testados nesta tese
mostraram que o processo Fenton/UV levou aos melhores rendimentos com
uma redução de 99,62% do analito AMX e 97,42 % de AMP após 60 min de
reação. Para o POA reagente de Fenton no mesmo tempo, obteve-se 97,13%
de redução de AMX e 95,42% para AMP, em se considerando que:
- a redução dos analitos foi 2% menor do que para o POA Fenton/UV;
- que com reagente de Fenton não há a necessidade do uso de radiação UV;
- que este processo é simples e de baixo custo e
- que essas características são importantes para viabilizar a sua aplicação no
tratamento de efluentes industriais da produção de AMX e AMP,
esse foi o processo escolhido para os estudos de redução de DQO.
A utilização do parâmetro DQO na avaliação da mineralização dos
antibióticos AMX e AMP por processo Fenton mostrou uma redução de 75,62
% para ensaios com AMX e 81,92 % com AMP.
A diferença de rendimento da oxidação entre os resultados obtidos a
partir da redução da concentração dos analitos e da DQO pode ser justificada
pela presença de compostos carbônicos, demonstrado por meio de análises de
IR, nos sólidos formados a partir da neutralização dos resíduos de degradação
por reagente de Fenton tanto de AMX quanto de AMP. Esse fato demonstra
que a mineralização não ocorreu completamente (100%), e que compostos
carbônicos foram gerados no processo de degradação.
134
A mineralização parcial dos poluentes estudados por meio do processo
Fenton indica a necessidade de tratamento combinado processo
Fenton/biológico (químico/biológico) para que se obtenha um melhor
rendimento. Sendo assim, análises de toxicidade realizadas com organismos
testes como Artemia salina e Allium cepa mostraram que:
- para os ensaios com o microcrustáceo Artemia salina, que a letalidade para
50% dos organismos (DL50) para resíduos de degradação de AMX por reagente
de Fenton ocorreu com solução diluída a 70% em um tempo de 48 h e que
para AMP por reagente de Fenton o DL50 foi obtido para 50% de diluição porém
após 72 h de ensaio mostrando assim uma menor toxicidade para os produtos
de degradação de AMP frente aos da AMX.
- para os ensaios com Allium cepa, as avaliações realizadas dos parâmetros
macroscópicos turgescência e crescimento radicular indicaram que os produtos
de degradação de:
• AMX/reagente de Fenton apresentaram efeitos significativos para soluções
com fatores de diluição maiores do que 10%, onde as mesmas provocaram
a necrose dos bulbos não permitindo o crescimento radicular. Os melhores
resultados se mostraram para soluções com fatores de diluição menores do
que 1% onde não se obteve variação significativa com relação ao controle
negativo. A turgescência foi observada nas soluções com fatores de diluição
maiores do que 10%,
• AMP/reagente de Fenton apresentaram necrose dos bulbos em soluções
com fator de diluição acima de 50%, a turgescência foi observada nas
soluções para acima de 10%. Os melhores resultados foram observados
para soluções com fator de diluição menores do que 5% pois os mesmos
não mostraram diferença significativa com relação ao controle negativo.
- para os parâmetros microscópicos anomalias cromossômicas (índice mitótico,
quebra cromossômicas, perda cromossômica, pontes cromossômicas e
formação de micronúcleos) nas diferentes diluições dos produtos de
degradação para:
135
• AMX/reagente de Fenton os resultados obtidos mostraram que não variam
significativamente com relação ao CP para os parâmetros IM, MN e AC nas
soluções diluídas abaixo de 5%, o que é preocupante em termos de
mutagenicidade,
• AMP/reagente de Fenton os resultados mostraram que o IM, MN e AC não
variaram significativamente com relação ao CN, indicando assim uma menor
mutagenicidade do que para a AMX.
A aplicação do tratamento proposto, reagente de Fenton, para efluente
bruto industrial mostrou uma razão DBO5/DQO média de 0,4392, o que não
indica degradação biológica rápida, logo, os produtos formados pela
degradação são recalcitrantes e indica-se em casos como este tratamentos
combinados como químico/biológico ou físico/químico/biológico.
5.2 Pespectivas
Mediantes as conclusões apresentadas, vê-se que os estudos realizados
contribuem para o conhecimento do comportamento de compostos
farmacêuticos como os antibióticos beta-lactâmicos frente a oxidação por POA
e também, a toxicidade dos produtos formados e a capacidade de degradação
em sistemas biológicos de tratamento de efluentes.
Há a necessidade de aprimorar-se o conhecimento quanto às espécies
geradas durante a degradação e ampliar a avaliação da toxicidade dessas
substâncias.
Nesse intuito, sugerem-se as seguintes propostas:
- avaliar as espécies químicas formadas durante o processo de oxidação;
- avaliar a toxicidade das espécies formadas utilizando organismos testes como
algas, fungos e peixes, ampliando a compreensão do comportamento destas
substâncias no meio ambiente;
- desenvolvimento de um reator de batelada;
- desenvolvimento de um reator foto-químico;
- avaliar o desempenho de um reator foto-químico utilizando radiação solar;
136
- avaliar os custos da implantação de um sistema de tratamento utilizando
reagente de Fenton;
- avaliar a toxicidade do efluente bruto da indústria e dos produtos gerados na
oxidação com diferentes organismos-teste.
137
REFERÊNCIAS
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143
ANEXOS
144
ANEXO 1 PROCESSOS OXIDATIVOS AVANÇADOS (POA)
A mineralização de um poluente pode ocorrer por métodos físicos,
químicos ou biológicos. Podemos citar que os mais utilizados atualmente são a
incineração e o tratamento biológico. O tratamento biológico é provavelmente a
técnica mais utilizada devido ao seu baixo custo e à versatilidade na oxidação
de um grande número de poluentes orgânicos. Neste tipo de tratamento,
microorganismos como bactérias e fungos promovem a conversão da matéria
orgânica em constituintes inorgânicos como o CO2 e H2O. Alguns
inconvenientes deste processo são: o processo operacional, sensibilidade a
variações de pH e temperatura, característica do efluente (presença de
substâncias tóxicas e/ou não biodegradáveis) etc1.
A utilização de oxidantes fortes para tratamento e desinfecção de água é
antigo, Meritens em 1886, utilizou ozônio (O3) como desinfetante de água de
acordo com Teixeira e Jardim (2004)2, porém a utilização da terminologia
“Tecnologia de Oxidação Avançada” só aconteceu a partir de 1973, durante o
Simpósio Internacional em Ozônio para Tratamento de Água e Efluentes. A
publicação em 1998 pela United State Environment Protection Agency
(USEPA) do Handbook of Advanced Oxidation Process3 veio consolidar a
importância desses processos2.
Os processos oxidativos avançados têm sido uma alternativa de grande
interesse para o tratamento de matrizes contaminadas com compostos
orgânicos. Estes processos são mais intensivamente utilizados para o
tratamento de efluentes em fase aquosa e gasosa e, mais recentemente, têm
sido aplicados para matrizes sólidas, como solos e sedimentos. Os processos
oxidativos geralmente envolvem geração de espécies altamente oxidantes e
não seletivas, como o radical hidroxila (•OH), oxidante mais forte do que O3.
Este radical (•OH) pode ser gerado por processos fotoquímicos ou não-
fotoquímicos para oxidar contaminantes no ambiente, convertendo-os em
espécies inócuas. Os radicais hidroxila podem ser gerados por meio de
reações que envolvem oxidantes fortes. A tabela 1 apresenta valores de
potencial padrão de redução para diversos oxidantes.
145
Tabela 1: Potenciais padrão de redução (E0red NHE).
Espécie Potencial Redox (V)
Fúor 3,03
Radical hidroxila 2,80
Oxigênio atômico 2,42
Ozônio 2,07
Peróxido de hidrogênio 1,78
Permanganato 1,68
Dióxido de cloro 1,57
Cloro 1,36
Iodo 0,54
Fonte: TEIXEIRA e JARDIM, 20042.
A grande vantagem na utilização dos POA está no fato que a
mineralização dos poluentes pode ocorrer, transformando os compostos
refratários em biodegradáveis. Estes processos podem ser usados como pré
e/ou pós- tratamento biológico e/ou físico pois possuem uma cinética
relativamente elevada e com custo, em algum casos, reduzido.
Os POA dividem-se em dois grupos: os processos homogêneos e os
heterogêneos. Ambos geram radical hidroxila, •OH, com o sem irradiação
ultravioleta. A tabela .2 apresenta estes processos 4:
Tabela 2.: Processos oxidativos avançados
Homogêneos Heterogêneos
Com irradiação Sem irradiação Com irradiação Sem irradiação
UV O3 TiO2/UV Eletro-Fenton
O3/UV O3/H2O2 TiO2/H2O2/UV
O3/H2O2/UV H2O2 ZnO/UV
H2O2/UV Fe2+/ H2O2 Zn/H2O2/UV
Fe2+/ H2O2/UV Fe3+/ H2O2 Nb2O5/UV
Fe3+/ H2O2/UV Nb2O5/H2O2/UV
146
2. Processos Oxidativos Avançados Homogêneos
Quanto a questão da degradação de um poluente orgânico, diversos
POA tem sido relatados na literatura. A seguir uma breve discussão teórica
para os mesmos.
2.1 Radiação UV: fotólise direta, onde a radiação UV é a única fonte capaz de
destruir o poluente.
R-H produtos de degradação (1)
2.2 Peroxidação: onde o agente oxidante utilizado é o peróxido de hidrogênio
(H2O2).
H2O2 + 2H+ + 2e- 2 H2O E0= 1,78 V (2)
2.3 Foto-peroxidação: presença do oxidante forte o peróxido de hidrogênio
(H2O2) na presença de irradiação, promovendo a formação do radical hidroxila
(•OH) 119,124.
H2O2 2 •OH E0= 2,80 V (3)
2.4 Ozonização: presença do oxidante forte ozônio (O3)2 .
O3 + 2H+ + 2e- O2 + H2O E0= 2,07 V (4)
2.5 Foto-ozonização: presença do oxidante forte ozônio (O3) e de irradiação,
promovendo a formação do radical hidroxila (•OH).
3O3 + H2O 2 •OH + 4 O2 (5)
hν
hν
hν
147
2..6 Peroxi-ozonização: presença do oxidante forte ozônio (O3) e do peróxido
de hidrogênio (H2O2), promovendo a formação do radical hidroxila (•OH) 5.
2O3 + 2H2O2 2 •OH + 3 O2 + HO2• (6)
2.7 Foto-peroxi-ozonização: presença do oxidante forte ozônio (O3) e do
peróxido de hidrogênio (H2O2) na presença de irradiação, promovendo a
formação do radical hidroxila (•OH).
2.8 Reagente de Fenton: decomposição de peróxido de hidrogênio (H2O2)
catalisada por Fe2+.
O reagente de Fenton, como é tradicionalmente chamado, é composto
de Fe2+/H2O2/H+. A reação envolve a decomposição catalítica do peróxido de
hidrogênio a formas intermediárias de radicais livres, que possuem um
potencial de oxidação maior do que o próprio peróxido 6,7. A equação para a
reação do reagente de Fenton pode ser representada por
Fe2+ + H2O2 + H+ Fe3+ + H2O + •OH (7)
O mecanismo atualmente proposto para a decomposição de H2O2 em
soluções ácidas na ausência de luz e de compostos orgânicos consiste no
conjunto de reações de (8) a (15) 8. Esta seqüência se refere a reação térmica
de Fenton.
Fe2+ + H2O2 Fe3+ + •OH + HO- (8)
Fe3+ + H2O2 Fe2+ + HO2• + H+ (9)
H2O2 + HO• HO2• + H2O (10)
Fe2+ + HO• Fe3+ + HO- (11)
Fe3+ + HO2• Fe2+ + O2H+ (12)
Fe2+ + HO2• + H+ Fe3+ + H2O2 (13)
148
HO2• + HO2• H2O + O2 (14)
Alguns autores incluem a reação (8)
HO2• + H2O2 •OH + H2O + O2 (15)
Como podemos observar na reação (8), o H2O2 age como oxidante e na
(9) como redutor, este comportamento é uma característica própria do peróxido
de hidrogênio extremamente útil nas reações que envolvem os POA.
O radical hidroxila pode ser gerado (reação (8)) pela simples
combinação de sais de Fe(II) com H2O2. Entretanto, precipitados de
oxihidróxidos de Fe (III) amorfos podem ser produzidos quando o pH passa de
fortemente ácido para neutro, gerando uma quantidade de lodo indesejável 8.
Processos para tratamento de efluentes com reagente de Fenton são
conhecidos pela efetiva remoção de diversos poluentes orgânicos perigosos. A
maior vantagem deste processo está na destruição do contaminante levando-o
a compostos menos danosos como o CO2, água e sais inorgânicos 5.
A reação do radical •OH com compostos orgânicos leva a formação de
radicais centrados no carbono, reações bem conhecidas, principalmente pela
abstração do próton H+ a partir de C-H, N-H ou O-H, adições a C=C, ou adição
ao anel aromático produzindo radicais orgânicos R• 5,8,9,10.
HO• + R-H H2O + R• (16)
HO• + C=C HO-C-C• (17)
HOo + demais reações
(18)
Quando o ar está presente na solução, os radicais produzidos nas
reações acima, podem reagir com o O2 produzindo HO2• (O2•-), radicais peroxila
R-OO• ou radicais oxila R-O•:
R• + O2 →→R(-H+) + HO2• (19)
R• + O2 → R-OO• →→ R-O• (20)
•
149
As reações a apresentadas a seguir sugerem um mecanismo de reação
em cadeia para a degradação de compostos orgânicos 5,11.
Fe2+ + H2O2 Fe3+ + •OH + OH- (21)
•OH + Fe2+ Fe3+ + OH- (22)
RH + •OH H2O + R• (23)
R• + Fe3+ R+ + Fe2+ (24)
R• + Fe2+ R- + Fe3+ (25)
R• + R• R-R (26)
2.9 Reagente de Fenton/UV
O processo que combina a aplicação de radiação ultra-violeta ao
processo Fenton é denominado de foto-Fenton. Uma maior eficiência na
degradação pode ser obtida a partir do uso deste processo frente ao reagente
de Fenton devido a formação de uma maior quantidade de HO• em função da
fotólise do H2O2
H2O2 2 HO• (27)
2.10 Reagente Fenton/Fe3+
Reações Fenton/Fe3+ são análogas às reações de Fenton, com o uso de
complexos metálicos do tipo Mn+Lm , com metais tais como Fe(III), Cu(I), Cr(II)
Co(II). Reações do tipo Fenton/Fe3+ são importantes em uma variedade de
processos catalíticos e biológicos 12.
O íon Fe (III) catalisa a decomposição do H2O2 para O2 e H2O. O
mecanismo clássico proposto para esta reação em cadeia segue os seguintes
passos 8,11,13.
Fe3+ + H2O2 Fe-OOH2+ + H+ (28)
Fe-OOH2+ HO2• + Fe2+ (29)
hν
150
Fe2+ + HO2• Fe3+ + HO2- (30)
Fe3+ + HO2• Fe2+ + O2 + H+ (31)
•OH + H2O2 H2O + HO2• (32)
2.11 Reagente de Fenton/Fe3+/UV
O processo que combina a aplicação de radiação ultra-violeta ao
processo Fenton/Fe3+ é denominado de foto-Fenton/Fe3+. Uma maior eficiência
na degradação pode ser obtida a partir do uso deste processo devido a
formação de uma maior quantidade de HO• em função da fotólise do H2O2.
H2O2 2 HO• (33)
Fe3+ + H2O2 Fe2+ + •OH + H+ (34)
3 Processos Oxidativos Avançados Heterogêneos
Os sistemas heterogêneos se diferenciam dos homogêneos devido a
presença de catalisadores sólidos. Os catalisadores sólidos utilizados nestes
sistemas são semicondutores que atuam como fotocatalisadores.
A literatura apresenta uma série de semicondutores entre eles o TiO2,
ZnO, Fe2O3, SiO2, Al2O3, V2O5, entre outros.
hν
hν
151
ANEXO 2 Formação de complexos de ferro
As reações com peróxido de hidrogênio e sais de Fe2+ e Fe3+ em solução
aquosa ácidas são fontes em potencial de radicais hidroxila normalmente
utilizados na oxidação de compostos orgânicos presentes em águas
residuárias. Na ausência de luz e de ligantes complexantes que não a água, o
mecanismo da decomposição de H2O2, em solução aquosa ácida, envolve a
formação de radicais hidroperoxila (HO2•/O2•-) e hidroxila (HO•) de acordo com
as seguintes etapas14,15,16.
Fe3+ + H2O2 Fe2+ + HO2• + H+ (35)
Fe2+ + H2O2 Fe3+ + HO• + OH- (36)
Fe2+ + HO• Fe3+ + OH- (37)
H2O2 + HO• HO2• + H2O (38)
Fe2+ + HO2•/O2•- + H+ Fe3+ + H2O2 (39)
Fe3+ + HO2•/O2•- Fe2+ + O2 + H2O (40)
Em biologia estas reações são muito importantes, acredita-se que as
mesmas sejam responsáveis por reações que produzem espécies oxigênio-
reativas (ROS) nas células, causando uma diversidade de doenças como
câncer, arteriosclerose, hipertensão, mal de Alzheimer, amiloidose, osteoartrite
entre outras. Apesar de passados mais de 110 anos da publicação por Fenton 12,17 dos estudos da oxidação de substrato orgânico na presença de H2O2 e
Fe(H2O)62+, conhecido como “Reagente de Fenton”, os intermediários ativos e
detalhes do mecanismo deste tipo de reação ainda continuam ambíguos e
repetidamente discutidos em muitas publicações e artigos de revisão. A
ocorrência das reações Fenton-like dependem da natureza do metal M, do
ligante L, do substrato orgânico ROOR’ e do meio reacional. Informações
quanto a oxidação de substratos orgânicos por reagentes de Fenton em
sistemas aquosos oxigenados é bastante comum, já estudos em condições não
aquosa e anaeróbias é bastante limitado 12.
O efeito da presença de Fe3+ em soluções aquosas de antibióticos β-
lactâmicos despertou interesse, tendo em vista o quadro clínico de anemia
152
observado em pacientes submetidos a longos tratamentos com estes
antibióticos. Os resultados obtidos por estudos de infra-vermelho (IR) e
espectrometria de massa (MS) levaram à proposta de um modelo de estrutura
monomolecular para o complexo formado 18. A figura 4.1 a seguir mostra uma
representação deste monocomplexo.
N
S
C
CH3
CH3
N
H
C
O
R
O OO
Fe
HO
OH
HO
OH
Figura 1: Proposta de modelo de complexo mononuclear.
Fonte: CARP, 199618.
Outros estudos sobre a formação de complexos entre metais e
substratos orgânicos, em especial os antibióticos β-lactâmicos, sugerem além
de estruturas prováveis 114, o mecanismo da reação do complexo com o
oxidante 19,20. As reações propostas estão apresentadas a seguir:
MLmn+ + H2O2 MLm
n+1 + H2O2- (41)
H2O2 HO• + OH- (42)
OH-aq + H3O+ 2 H2O (43)
HO• + RH •R + H2O (44)
153
REFERÊNCIAS DOS ANEXOS
154
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16. Barb, W.G. Baxendale, J.H., George, P. e Hargrave, K.R.; Trans. Faraday Soc., 1951, 47, 591 apud Gallard, H.; AA.T, J. e Legube, B.; Water Res., 1999, 33, 2929.
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